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UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO
FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
Everton Goettems
Reator em Batelada Sequencial (RBS) para tratamento de águas residuárias contendo óleos emulsificados
Passo Fundo, 2012.
1
Everton Goettems
Reator em Batelada Sequencial (RBS) para tratamento de águas residuárias contendo óleos emulsificados
Trabalho de conclusão de curso apresentado ao curso de Engenharia Ambiental, como parte dos requisitos exigidos para obtenção do título de Engenheiro Ambiental. Orientador: Prof. Marcelo Hemkemeier, Dr.
Passo Fundo , 2012.
2
Everton Goettems
Reator em Batelada Sequencial (RBS) para tratamento de águas residuárias contendo óleos emulsificados
Trabalho de Conclusão de Curso como requisito parcial para a obtenção do título de
Engenheiro Ambiental – Curso de Engenharia Ambiental da Faculdade de Engenharia e
Arquitetura da Universidade de Passo Fundo. Aprovado pela banca examinadora:
Orientador:_________________________
Marcelo Hemkemeier, Dr. Eng.
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
___________________________________
Vandré Barbosa Brião
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
___________________________________
Jeferson Stefanello Piccin
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
Passo Fundo, 08 de novembro de 2012.
3
ATESTADO
Atesto para os devidos fins que o aluno Everton Goettems, autor do Trabalho de
Conclusão intitulado “Reator em Batelada Sequencial (RBS) para tratamento de águas
residuárias contendo óleos emulsificados” realizou as alterações sugeridas pela banca
examinadora no relatório final.
Passo Fundo, 30 de novembro de 2012.
_____________________________________________
Prof. Dr. Marcelo Hemkemeier
4
AGRADECIMENTOS
Aos meus pais Mário e Clory, a minha irmã Michele e ao Marciano pelo constante
apoio, incentivo e compreensão em muitos momentos durante minha formação como pessoa e
profissional, e ao pequeno Cauã pelos inúmeros momentos de alegria que nos tem
proporcionado.
Em especial a minha namorada Edi que sempre esteve ao meu lado, e me deu todo
apoio, amor e carinho necessários ao longo destes anos.
A Universidade de Passo Fundo, Faculdade de Engenharia e Arquitetura, em especial
ao curso de Engenharia Ambiental, e aos professores, pelo conhecimento técnico fornecido,
direcionamento e inspiração profissional.
Aos laboratoristas e estagiários do Laboratório de Ensino da Engenharia Ambiental,
dos quais convivi durante bom tempo da graduação, e em especial a Marilda, pela ajuda,
confiança, e acima de tudo, pela amizade desenvolvida neste longo tempo.
Ao Professor Marcelo Hemkemeier pela contribuição técnica e moral, fundamentais na
condução ética da profissão de engenheiro, e também pela atenção, orientação e confiança
dedicados para realização deste trabalho.
A Goiasminas Ind. de Laticínios Ltda, pela oportunidade da consolidação dos
conhecimentos obtidos em sala de aula, em especial ao Eng. Marcelo Guê Dornelles,
Encarregado de Meio Ambiente, pela confiança e colaboração ao longo do estágio.
Aos colegas e companheiros de Engenharia, em especial ao Adriel, Francisco,
Guilherme, Matheus Boni, Matheus Chechetti que se tornaram grandes amigos.
Ao primo e grande amigo desde a infância, Professor Dr. Anderson Mossi, pelo apoio,
incentivo e amizade, fica a saudade (em memória).
A todos os amigos e colegas que de alguma forma me apoiaram, auxiliaram e
compreenderam nesta caminhada.
5
RESUMO
Os efluentes gerados em processos envolvendo óleos minerais são caracterizados
principalmente pela demanda química de oxigênio (DQO) e óleos e graxas (O&G). Nos
setores de pequeno porte, como retíficas de motores, postos de combustíveis, lavagens de
carros e oficinas mecânicas, entre outros, os sistemas de tratamento destes efluentes
geralmente são compostos somente por tratamento preliminar, e não removem a carga
poluidora em termos de DQO e óleos emulsificados. A emissão destes efluentes sem o
tratamento adequado causa a degradação dos cursos hídricos. O cumprimento da legislação no
atendimento dos padrões de emissões de efluentes evita indisposições legais com os órgãos
fiscalizadores. Os Reatores em Batelada Sequêncial tem sido usados como alternativa para
remoção de matéria carbonácea de efluentes. Este trabalho apresenta o estudo realizado em
um RBS para tratamento de efluentes contendo óleos emulsificados, com objetivo de avaliar a
eficiência do reator na remoção da carga poluidora até valores abaixo dos padrões
estabelecidos pela legislação para emissão de efluentes. As concentrações de DQO variaram
de 400 mg/L a 800 mg/L, a quantidade de biomassa variou de 2000 mg/L a 4000 mg/L de
sólidos suspensos totais (SST), e a concentração de oxigênio dissolvido mantida no reator foi
de 3 mgO2/L. O reator funcionou por 24h de operação. As amostras para análise foram
coletadas nos tempos de operação de 30min, 1h, 2h, 4h, 6h, e 24h, para verificar o
comportamento da remoção de DQO, cor e turbidez ao longo do tempo, e com 24h foram
realizadas análises de DQO, O&G, fósforo total e surfactantes para avaliar a eficiência do
RBS. As melhores eficiências foram observadas nos experimentos com maiores
concentrações de DQO e SST inicial. Com 2h de reação obteve-se remoção de DQO até
valores abaixo dos exigidos pela legislação. A maior eficiência de remoção foi de 80,7% com
24h de reação. O RBS também demonstrou alta eficiência na remoção de O&G, porém, não
alcançou o limite exigido pela legislação. O reator em batelada seqüencial constitui uma
importante alternativa para tratamento de efluentes com óleos emulsificados.
Palavras-chaves: Lodos Ativados. Retífica de motores. Remoção de DQO.
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ABSTRACT
The effluents generated in processes involving mineral oils are characterized mainly by the
chemical oxygen demand (COD) and oil and grease (O & G). In small sectors such as engine
overhauls, gas stations, car washes and repair shops, among others, these wastewater
treatment systems are generally composed solely of primary treatment, and do not remove the
pollution load in terms of COD and emulsified oils. The issuance of these effluents without
adequate treatment causes degradation of water resources. Legal compliance in meeting the
emissions standards of effluent avoids ailments with legal regulatory agencies. The
sequencing batch reactors has been used as an alternative to removal of carbonaceous matter
from wastewater. This paper describes the research in a RBS for treatment of effluents
containing emulsified oils, to evaluate the efficiency of the reactor in the removal of the
pollutant load to values below the standards established by legislation to effluent emissions.
The concentrations ranged from 400 COD mg / L 800 mg / L, the amount of biomass varied
from 2000 mg / L to 4000 mg / L total suspended solids (TSS), and the dissolved oxygen
concentration maintained in the reactor was 3 mgO2 / L. The reactor operated for 24 hours of
operation. Samples for analysis were collected at operation 30min, 1h, 2h, 4h, 6h, 24h and to
verify the behavior of the removal of COD, color and turbidity over time, and 24 were
analyzed for COD, O & G, total phosphorous and surfactants to evaluate the efficiency of
RBS. The best efficiencies were observed in experiments with higher concentrations of COD
and TSS Home. With 2h reaction was obtained by removal of COD values below those
required by law. The highest removal efficiency was 80.7% after 24 hours of reaction. RBS
also showed high removal efficiency of O & G, however, did not reach the threshold required
by law. The sequential batch reactor is an important alternative for wastewater treatment with
emulsified oils.
Key-word: Activated sludge. Rectifies engine. COD removal.
7
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1: Esquema de um floco de lodo ativado ...................................................................... 22 Figura 2: Esquema das unidades do sistema contínuo de lodos ativados. ................................ 23
Figura 3: Ciclos de operação do RBS ....................................................................................... 28 Figura 4: Fluxograma da metodologia de trabalho ................................................................... 30 Figura 5: Esquema da composição dos reatores utilizado nos experimentos ........................... 31
Figura 6: Imagem do RBS escala piloto utilizado .................................................................... 31 Figura 7: Eficiência de remoção de DQO com 24h de reação ................................................. 37 Figura 8: Influência da concentração de DQO inicial na eficiência de remoção de DQO ....... 38
Figura 9: Influência da concentração de SST inicial na eficiência de remoção de DQO ......... 39
Figura 10: Remoção de DQO experimentos 1,4 e 7 ................................................................. 40 Figura 11: Remoção de DQO do experimento 2 ...................................................................... 41 Figura 12: Remoção de DQO do experimento 3 ...................................................................... 41 Figura 13: Remoção de DQO do experimento 5 ...................................................................... 42 Figura 14: Remoção de DQO do experimento 6 ...................................................................... 42 Figura 15: Remoção de DQO em função do TDH no reator .................................................... 43
Figura 16: Eficiência de remoção de O&G com 24h de reação ............................................... 45
Figura 17: Influência da concentração de DQO na remoção de O&G ..................................... 46
Figura 18: Influência da concentração de SST na eficiência de remoção de O&G ................. 46
Figura 19: Eficiência de remoção de PT com 24h de reação. .................................................. 47 Figura 20: Influência da concentração de DQO na eficiência de remoção de PT .................... 48
Figura 21: Interação entre DQO e SST inicial na eficiência de remoção de PT ...................... 49
Figura 22: Eficiência de remoção de Surfactantes com 24h de reação. ................................... 50
Figura 23: Influência da concentração de DQO na remoção de Surfactantes .......................... 51
Figura 24: Remoção de Cor nos tempos dos experimentos ..................................................... 53 Figura 25: Remoção de Turbidez nos tempos dos experimentos ............................................. 53
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LISTA DE TABELAS
Tabela 1: Valores e limites para emissões de efluentes............................................................ 19 Tabela 2: Interpretação do IVL ................................................................................................ 24 Tabela 3: Matriz valores codificados e reais, e níveis das variáveis do planejamento fatorial 2²
........................................................................................................................................... 34
Tabela 4: Caracterização do afluente........................................................................................ 36 Tabela 5: Concentração média e eficiência de remoção de DQO para os experimentos do
planejamento fatorial 2² após 24h de reação. ..................................................................... 37 Tabela 6: Remoção de DQO ..................................................................................................... 40 Tabela 7: Concentração média e eficiência de remoção de O&G para os experimentos do
planejamento fatorial 2² após 24h de reação. ..................................................................... 44 Tabela 8: Concentração média e eficiência de remoção de PT para os experimentos do
planejamento fatorial 2² após 24h de reação. ..................................................................... 47 Tabela 9: Concentração média e eficiência de remoção de surfactantes para os experimentos
do planejamento fatorial 2² após 24h de reação. ................................................................ 50 Tabela 10: Relação A/M e IVL obtidos nos experimentos ...................................................... 52 Tabela 11: Remoção de DQO ao longo do tempo de reação nos experimentos 2,3,5 e 6 ........ 58
Tabela 12: Remoção de Cor ao longo do tempo de reação de todos experimentos ................. 58
Tabela 13: Remoção de Cor ao longo do tempo de reação de todos experimentos ................. 58
Tabela 14: Teste de siginificância (5%) da variável DQO em relação a DQO e SST iniciais . 59
Tabela 15: Teste de siginificância (5%) da variável O&G em relação a DQO e SST iniciais. 59
Tabela 16: Teste de siginificância (5%) da variável PT em relação a DQO e SST iniciais ..... 59
Tabela 17: Teste de siginificância (5%) da variável Surfactantes em relação a DQO e SST iniciais ................................................................................................................................ 59
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SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................. 10 2 DESENVOLVIMENTO .................................................................................................... 12
2.1 Revisão Bibliográfica ................................................................................................ 12 2.1.1 Efluentes com óleos emulsificados..................................................................... 12
2.1.2 Parâmetros de Qualidade .................................................................................... 14 2.1.3 Disposições legais para emissão de efluentes..................................................... 19
2.1.4 Degradação da matéria orgânica e microrganismos nos processos aeróbios ..... 19
2.1.5 Processos de Lodos Ativados ............................................................................. 20
2.2 Métodos e materiais ................................................................................................... 29 2.2.1 Efluente e lodos ativados utilizados ................................................................... 29
2.2.2 Execução dos experimentos ............................................................................... 29
2.2.3 Experimentos no Reator em Batelada Sequêncial .............................................. 30
2.2.4 Análises realizadas, métodos e equipamentos .................................................... 34
2.3 Resultados e discussões ............................................................................................. 36 2.3.1 Caracterização do efluente.................................................................................. 36 2.3.2 Experimentos no RBS ........................................................................................ 36
3 CONCLUSÃO ................................................................................................................... 54 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ..................................................................................... 55 APÊNDICES ............................................................................................................................ 57
APÊNDICE A - RESULTADOS DOS EXPERIMENTOS ..................................................... 58
APÊNDICE B – TABELAS DE ANÁLISE DE VARIÂNCIA (ANOVA) ............................ 59
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1 INTRODUÇÃO
A poluição dos corpos hídricos que recebem rejeitos industriais tem aumentado
significativamente, o que resulta na ocorrência de impactos ambientais, problemas para a
saúde humana, escassez de disponibilidade de água, apresentando reflexos na qualidade de
vida da população.
Os efluentes gerados em processos envolvendo óleos minerais são caracterizados
principalmente pela presença de demanda química de oxigênio (DQO) e óleos e graxas
(O&G). Geralmente, os sistemas utilizados para tratamento destes efluentes variam de desde
processos mais simples, como gradeamento para remoção de sólidos grosseiros e sistema para
separação água/óleo, comuns em setores de pequeno porte, como retíficas de motores, postos
de combustíveis, lavagens de carros e oficinas mecânicas, até processos mais modernos como
a utilização de membranas de filtração e processos oxidativos avançados, como nos casos de
grandes refinarias. Os sistemas mais simplificados de tratamento de efluentes são compostos
de tratamento preliminar, não sendo eficiente na remoção da carga orgânica e óleos solúveis.
O lançamento de poluentes com carga orgânica nos corpos hídricos gera uma demanda
sobre a disponibilidade de oxigênio na água, devido ao metabolismo dos microorganismos,
que oxidam a matéria orgânica e os compostos químicos orgânicos como fonte de energia
para seu desenvolvimento. Esse processo de decomposição biológica se da às custas da
depleção do oxigênio dissolvido no corpo receptor, podendo levar a condições de
anaerobiose. Já o lançamento de efluentes com os óleos usados, provocam graves problemas
de poluição do solo, pois infiltram juntamente com a água da chuva, contaminando o solo que
atravessam e, ao atingirem as águas subterrâneas, poluem também fontes e poços. Quando
lançados nas redes de drenagem de águas residuais poluem os corpos hídricos receptores. O
tratamento adequado dos efluentes gerados nestes setores é de fundamental para a
manutenção dos recursos naturais.
O aumento da fiscalização em todos os âmbitos, comunidade, município, órgãos
competentes e a maior rigorosidade das legislações ambientais, alertam para a necessidade das
atividades serem desenvolvidas em total conformidade com as exigências impostas pela
legislação, sendo que o não comprimento destas pode acarretar em multas onerosas para o
estabelecimento, gerar imagem pública negativa e podendo chegar até a suspensão de suas
atividades.
11
Os problemas apresentados pela emissão de efluentes com carga poluidora acima dos
padrões estabelecidos pela legislação fazem necessária a busca de alternativas viáveis para o
tratamento destes efluentes. Os sistemas de lodos ativados vêm sendo amplamente utilizados
no mundo. Os Reatores em batelada Sequêncial constituem uma excelente alternativa para
sistemas que exijam elevada qualidade do efluente e reduzidos requisitos de área. Em
comparação aos sistemas contínuos de lodos ativados, o RBS apresenta operação mais
simplificada, menor área necessária para instalação, menos equipamentos e maior
flexibilidade operacional (VON SPERLING, 1997).
O trabalho objetiva avaliar a eficiência de um sistema de lodos ativados em um Reator
Batelada Sequêncial em escala piloto, para remoção de poluentes de um efluente contendo
óleos solúveis.
Os objetivos específicos são definidos como:
a. Verificar a eficiência de remoção da carga poluidora inicial do efluente em termos de
DQO, Óleos e Graxas, Fósforo, Surfactantes, Cor, Turbidez.
b. Analisar a influência do tempo de detenção do efluente no reator para remoção de
DQO, cor e turbidez.
c. Determinar o tempo de reação necessário para remoção da carga poluidora até valores
abaixo dos estabelecidos pela legislação para emissões de efluentes.
12
2 DESENVOLVIMENTO
2.1 Revisão Bibliográfica
2.1.1 Efluentes com óleos emulsificados
Os fluidos lubrificantes de base mineral são amplamente utilizados em diferentes
sistemas encontrados nas diversas áreas industriais. Cada fluido lubrificante para aplicação
industrial e móbil possui sua formulação específica e pode ter algumas de suas propriedades
alteradas em função de sua utilização, dependendo das condições de operação do
equipamento.
Segundo Neves (2005) óleo mineral consiste numa mistura de hidrocarbonetos com
cadeias dispostas e classificadas em parafínicos (cadeia de carbonos retas ou ramificadas),
naftênicos (cadeias de carbono saturadas cíclicas) e aromáticos (cadeias de carbono cíclicas
não-saturadas). Os óleos minerais comportam-se como lubrificantes simplesmente pelo fato
de que as moléculas de óleo fisicamente mantém separadas as partes metálicas. Esse processo
é chamado de lubrificação hidrodinâmica, não tendo reações químicas envolvida no processo.
Os óleos lubrificantes sintéticos e não sintéticos, são derivados de petróleo, tendo sua
aplicação desde usos industriais a fins automotivos. Após o período de uso recomendado
pelos fabricantes dos equipamentos, deterioram-se parcialmente, formando compostos
oxigenados (ácidos orgânicos e cetonas), compostos aromáticos polinucleares de viscosidade
elevada (e potencialmente carcinogênicos) e resinas. Além dos produtos de degradação do
óleo básico, estão presentes no óleo usado os aditivos que foram acrescidos ao básico no
processo de formulação de lubrificantes e que ainda não foram consumidos, metais de
desgaste dos motores e das máquinas lubrificadas e contaminantes diversos, tais como água,
combustível, poeira e outras impurezas (SILVEIRA et al, 2006).
O lançamento óleos usados diretamente no ambiente, ou queimados sem devido
controle, provocam graves problemas de poluição do solo, das águas e do ar. Se lançados no
solo, podem infiltram conjuntamente com a água da chuva contaminando o solo que
atravessam e, ao atingirem os lençóis freáticos subterrâneos, poluem também as águas de
fontes e poços, e também podem formar filmes no solo, sendo que dispersão de um litro de
óleo pode formar uma película de 5000 m². Quando estes óleos usados são lançados nas redes
de drenagem de águas residuais poluem os meios receptores hídricos e provocam também
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estragos importantes nas estações de tratamento de águas residuais, sendo que um litro de óleo
usado pode poluir um milhão de litros de água. Já a queima indiscriminada do óleo
lubrificante usado, sem tratamento prévio de desmetalização, gera emissões significativas de
óxidos metálicos além de outros gases tóxicos, como dioxina e óxidos de enxofre. A queima
de cinco litros de óleo polui a mesma quantidade de ar que uma pessoa respira durante três
anos (SILVEIRA et al, 2006).
As maiores preocupações em relação ao lançamento de efluentes industriais, e dos
possíveis impactos que estes poderiam e podem causar ao meio ambiente direta e
indiretamente, sempre foram direcionados as grandes indústrias. Entretanto, pequenas
indústrias e empresas de prestação de serviço, bem como oficinas mecânicas, estabelecimento
de lavagem de carros, retíficas de motores, postos de combustíveis, entre outros, também
apresentam carga poluidora caracterizada principalmente pela presença de óleos e graxas e de
material particulado. Se for somado o número de estabelecimentos enquadrados nestes tipos
de empreendimentos, é possível equiparar o volume total de efluente gerado com o de grandes
industrias (OLIVEIRA et al, 2010).
Segundo Fontenele et al (2006), a atividade de retificação de motores automotivos
consiste num processo produtivo simples, porém, ocasiona uma relevante geração de resíduos
líquidos tóxicos ao meio ambiente, podendo levar a degradação de todo um ecossistema. Os
efluentes gerados nos processos de retificação contem óleos e graxas, e se despejados sem o
devido tratamento, causam contaminação do solo, das águas superficiais e subterrâneas,
prejudicam os processos de fotossíntese e a taxa de transferência de gases para a atmosfera,
agindo como uma camada impermeabilizante.
A geração de efluentes mostra-se expressiva na atividade de retificação de motores, e
estes representam significativa parcela de poluição pela toxicidade de seus despejos. As
operações de lavagem de peças ocorrem no início do processo, com objetivo retirar
lubrificantes e graxas incrustadas nas peças do motor, através de um jateamento de uma
solução de água quente e óleo diesel, gerando efluente com derivados de petróleo e óleos e
graxas. No fim do processo, outra operação de lavagem, que utiliza apenas água para retirar
impurezas das peças retificadas, também é responsável pela geração de efluentes
(FONTENELE et al, 2006).
Segundo Vasconcelos & Gomes (2009) os efluentes gerados no processo de lavagem
de carros estão contaminados principalmente por óleos, graxas, sabões e material argiloso em
suspensão que recebem em alguns casos apenas o tratamento preliminar, composto por
gradeamento para reter sólidos grosseiros, caixa de areia para sedimentação dos sólidos em
14
suspensão e sistema de separação água/óleo retendo óleos livres, lançando o efluente na rede
pública de água e esgoto. O estudo teve por objetivo avaliar um sistema de tratamento por
processos oxidativos avançados para tratar o efluente da lavagem de carros de um posto de
combustível visando o reuso da água no sistema.
Hemkemeier et al (2003) realizou estudo com objetivo avaliar a carga poluidora em
termos, DQO, Material Sedimentável (MS), Óleos e Gorduras (OG) e surfactantes (ABS)
gerada na lavagem de veículos de passeio e de transporte coletivo de um posto de
combustível. O sistema de tratamento existente nos postos revendedores de combustíveis é
primário, caixas de gordura e decantadores, constituindo um sistema eficiente na remoção de
óleos em suspensão e sólidos sedimentáveis, porem, ineficientes para remoção de DQO e
surfactantes. Verificou que os sistemas empregados nas estações de tratamento não atendem
as exigências impostas pela legislação para emissão do efluente gerado, evidenciando a baixa
eficiência do sistema de tratamento de efluentes utilizado nestes postos de combustíveis,
indicando a necessidade de complementação do tratamento.
2.1.2 Parâmetros de Qualidade
Os parâmetros de qualidade são grandezas que indicam as características da água, dos
efluentes, ou dos corpos dágua, sendo de natureza física, química e biológica. Os parâmetros
de qualidade de interesse no tratamento de efluentes são os relacionados aos requisitos legais,
às necessidades de projeto, operação e avaliação de desempenho das ETEs (JORDÃO;
PESSOA, 2005).
2.1.2.1 Nutrientes
Nitrogênio e fósforo são considerados fatores limitantes da capacidade de crescimento
biológico, pois os organismos são dependentes da disponibilidade destes e de outros
elementos para seu desenvolvimento.
Em condições normais, ou seja, de ausência de poluição, alguns elementos nutrientes
estarão faltando ou estarão em quantidades insuficientes para atender as necessidades de
crescimento biológico. Quando é lançado efluente no corpo receptor com presença de
nutrientes, neste caso fósforo, permitirá o desenvolvimento excessivo de algas, com
consequências desagradáveis, de ordem estética e ambiental. Este fenômeno de crescimento
15
excessivo de algas devido ao excesso de nutrientes se denomina eutrofização. (JORDÃO;
PESSOA, 2005).
2.1.2.2 Cor
A cor é causada por matéria em solução na água. Está associada ao grau de redução de
intensidade que a luz sofre ao atravessá-la. É um parâmetro de interesse em relação ao aspecto
estético. Muitos tipos distintos de substâncias podem conferir cor aos efluentes. Em águas
superficiais, a coloração marrom ou amarelada, mesmo em rios não poluídos pela ação
humana, pode ser atribuída, a presença de substâncias húmicas, decorrentes dos processos de
decomposição vegetal. No caso dos efluentes uma gama muito ampla de pode conferir cor
intensa a água, exigindo a adoção de técnicas de tratamento para o seu lançamento nos cursos
receptores (SANT’ANNA JR., 2010).
Vários métodos de determinação de cor estão disponíveis e são aplicáveis a diferentes
tipos de água (superficiais, de abastecimento e efluentes). A cor determinada pelo método
Hazen, o valor igual a 1 unidade uH (Hazen), é produzida por 1 mg de platina (como K2PtCl8)
em 1 litro de solução (JORDÃO; PESSOA, 2005).
Segundo Sant’anna Jr. (2010) a cor aparente refere-se à determinação feita em
amostras que apresentam sólidos em suspensão e material solúvel. A chamada cor verdadeira
refere-se à determinação feita após a filtração da amostra, sendo gerada apenas pelas
substâncias solúveis.
2.1.2.3 Turbidez
A ocorrência da turbidez nas águas se deve à presença de partículas em suspensão,
podendo ser causada por uma grande variedade de materiais, como partículas finas de areia,
silte, argila, colóides e micro-organismos. A presença dessas partículas provoca a dispersão e
a absorção da luz, dando a água uma aparência nebulosa. Além de reduzir a penetração da luz
solar na água, prejudicando a fotossíntese das algas e plantas aquáticas submersas, a turbidez
pode aumentar a temperatura da camada superficial da água, devido as partículas em
suspensão localizadas próximo à superfície, que podem absorver calor adicional da luz solar.
A turbidez é determinada em turbidímetros que usam o princípio da refração da luz
causada pelos sólidos em suspensão. O turbidímetro adota o método nefelométrico, baseado
na comparação da intensidade da luz espalhada em condições definidas, com a intensidade de
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luz espalhada em por uma suspensão de padrão referência. A turbidez é expressa em unidades
nefelométricas de turbidez (NTU), sendo que a turbidez igual a 1 NTU é produzida por 1 mg
de SiO2 em 1 litro de solução (JORDÃO; PESSOA, 2005).
2.1.2.4 Temperatura
A temperatura é um parâmetro físico de grande importância, pois afeta a saturação de
oxigênio nos corpos dágua, as taxas de reações biológicas e das reações químicas. É
particularmente importante no tratamento biológico, devendo os parâmetros de projeto serem
corrigidos em função da temperatura.
Enquanto a concentração de saturação de oxigênio dissolvido (OD) diminui com o
aumento da temperatura, a atividade biológica cresce com seu aumento, sendo que a faixa
ótima de atividade se situa de 25 a 35ºC (JORDÃO; PESSOA, 2005).
2.1.2.5 pH
O pH é definido como logaritmo negativo da concentração de íon hidrogênio. É um
parâmetro importante no controle operacional das estações de tratamento, pois influencia
diretamente nos processos biológicos. A vida aquática nos corpos dágua requer uma faixa de
pH entre 6 e 9, em geral (JORDÃO; PESSOA, 2005).
2.1.2.6 Oxigênio Dissolvido (OD), Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) e Demanda
Química Oxigênio (DQO)
São parâmetros indicativos da vida aquática e poluição orgânica. O oxigênio
dissolvido é o parâmetro que melhor caracteriza a qualidade dos corpos dágua. Nos processos
de tratamento aeróbios, o OD é fundamental para a respiração dos microrganismos que
realizam a degradação da matéria orgânica. Oxigênio dissolvido é um parâmetro tão relevante
que os principais indicadores do teor de matéria orgânica são expressos em termos de
demanda de oxigênio. A quantidade de oxigênio dissolvido nos corpos hídricos é pequena,
mesmo em águas límpidas. A solubilidade do oxigênio a 20ºC e a pressão atmosférica é de
apenas 9 mg de O2/L e este valor cai acentuadamente com aumento da temperatura
(SANT’ANNA JR., 2010).
17
A presença de oxigênio dissolvido nos corpos hídricos é de fundamental importância
para que haja a manutenção da vida aquática. De modo geral, os rios necessitem de pelo
menos 50% da concentração de saturação de oxigênio dissolvido na água para
desenvolvimento de peixes, o que equivale a uma concentração de 4 mg/L de oxigênio
dissolvido (JORDÃO; PESSOA, 2005).
A demanda bioquímica de oxigênio, DBO, indica a quantidade de matéria orgânica
presente, e é importante para conhecer o grau de poluição do efluente a ser tratado, para se
dimensionar os sistemas de tratamento e sua eficiência. A DBO mede a quantidade de
oxigênio necessária para estabilizar biologicamente a matéria orgânica presente numa amostra
após um tempo (tomado para efeito de comparação em 5 dias) e a uma temperatura padrão
(20ºC) (JORDÃO; PESSOA, 2005).
A DBO é a quantidade de oxigênio requerida por microrganismos
(predominantemente bactérias) para oxidar compostos presentes na amostra. Geralmente é
expressa em mg de oxigênio por litro. A DBO consiste num bioensaio que procura simular a
biodegradação dos poluentes presentes no efluente, quando do seu lançamento num corpo
receptor. A demanda de oxigênio é exercida por substâncias orgânicas que são
bioquimicamente oxidadas no teste (SANT’ANNA JR., 2010).
A demanda química de oxigênio, DQO, corresponde à quantidade de oxigênio
necessária para oxidar a fração orgânica de uma amostra que seja oxidável pelo permanganato
ou pelo dicromato de potássio em solução ácida.
A determinação da DQO invés da DBO permite respostas em tempo bem menor, 2
horas, além de não englobar somente a demanda de oxigênio satisfeita biologicamente (como
na DBO), mas tudo quer for susceptível a demandas de oxigênio, como sais minerais
oxidáveis (JORDÃO; PESSOA, 2005).
De acordo com Sant’anna Jr. (2010), a DQO pode ser descrita como a quantidade de
oxigênio necessária à oxidação química dos poluentes presentes na amostra nas condições de
ensaio. A DQO é geralmente expressa em mg de O2/L. A demanda de oxigênio medida nesse
ensaio pode ser exercida por substâncias biodegradáveis como por substâncias não
biodegradáveis. Devido à facilidade de determinação, a DQO tornou-se um parâmetro muito
difundido.
2.1.2.7 Óleos e Graxas
O teor de óleos e graxas (O&G) é um indicador global representativo de uma ampla
18
classe de substâncias que podem ser solubilizadas e extraídas por solventes orgânicos. Essas
substâncias, ditas solúveis em n-hexano compreendem ácidos graxos, gorduras animais,
sabões, graxas, óleos vegetais, ceras, óleos minerais, etc. Os óleos e graxas são substâncias
orgânicas de origem mineral, vegetal ou animal. Esse parâmetro tem o mérito de
quantificar uma ampla classe de poluentes hidrofóbicos, que interagem com as
membranas biológicas, podendo ter efeitos tóxicos e acumulativos (SANT’ANNA JR., 2010).
Em águas naturais raramente são encontrados O&G, sendo estes geralmente
provenientes dos despejos e resíduos industriais, esgotos domésticos, efluentes de oficinas
mecânicas, postos de gasolina entre outros. Os despejos de origem industrial são os que mais
contribuem para o aumento de matérias graxas nos corpos d’água.
A baixa solubilidade dos O&G constitui um fator negativo em relação à sua
degradação em sistemas de tratamento de efluentes por processos biológicos. A presença de
destes compostos nos corpos d’água, diminui a área de contato entre a superfície da água e o
ar atmosférico, impedindo, dessa maneira, a transferência do oxigênio da atmosfera para a
água, alem de acarretar problemas de origem estética. Os óleos e graxas, em seu processo de
decomposição, reduzem o oxigênio dissolvido, elevando a DBO5 e a DQO, causando
alteração no ecossistema aquático (VASCONSELOS; GOMES, 2009).
2.1.2.8 Surfactantes
São constituídos por moléculas orgânicas com a propriedade de formar espuma no
corpo hídrico receptor ou na estação de tratamento. Tendem a se agregar na interface ar -
água. Nas estações de tratamento, nas unidades de aeração, aderem à superfície da bolha de
ar, formando uma espuma muito estável e difícil de ser quebrada.
(JORDÃO; PESSOA, 2005).
Analiticamente, detergentes ou surfactantes são definidos como compostos que
reagem com o azul de metileno sob certas condições especificas. Esses compostos são
designados “substâncias ativas ao azul de metileno” e suas concentrações são relativas ao
sulfonato de alquil benzeno linear (LAS) que é utilizado como padrão na análise.
A presença de surfactantes em águas naturais podem causar prejuízos estéticos,
provocados pela formação de espumas, e também podem exercer efeitos tóxicos sobre os
ecossistemas aquáticos. Os detergentes têm sido responsabilizados também pela aceleração da
eutrofização, pois geralmente são ricos em fósforo, que exerce efeito tóxico sobre o
zooplâncton, predador natural das algas (VASCONSELOS; GOMES, 2009).
19
2.1.3 Disposições legais para emissão de efluentes
A Resolução N° 128 de novembro de 2006 do CONSELHO ESTADUAL DO MEIO
AMBIENTE (CONSEMA) dispõe sobre a fixação de padrões de emissão de efluentes
líquidos para fontes de emissão que lancem seus efluentes em águas superficiais no Estado do
Rio Grande do Sul.
A Resolução Nº 357 de março de 2005 do CONSELHO NACIONAL DO MEIO
AMBIENTE (CONAMA) dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes
ambientais para seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões para
lançamento de efluentes.
Tabela 1:Valores e limites para emissões de efluentes
Parâmetro CONAMA 357/2005 (Classe II)
CONSEMA 128/2006 para 20 <Q> 100(m³/d)
DBO5 - 150 mg/L DQO - 360 mg/L SST - 155 mg/L Ssed - 1 ml/L NtK - 20 mg/L Ft - 4 mg/L
O&G minerais - 10 mg/L Cor 75 mg Pt/L Não alterar coloração corpo hídrico
Turbidez 100 NTU - Surfactantes - 2 mg MBAS/L
pH - 6 a 9 Fonte: Adaptado de CONAMA 2005 e CONSEMA 2006
2.1.4 Degradação da matéria orgânica e microrganismos nos processos aeróbios
O metabolismo aeróbio das bactérias é rápido, a ponto de algumas linhagens
apresentarem tempos de duplicação de 10 a 20 minutos. Neste curto período, as células geram
outras idênticas. Essa grande capacidade de reprodução está associada a altas velocidades de
assimilação e metabolização dos substratos presentes no meio. Essas condições garantem altas
velocidades de consumo de substrato, o que resulta na remoção da carga poluidora.
(SANT’ANNA JR., 2010).
20
A remoção dos poluentes ocorre primeiramente, pela adsorção nas superfícies dos
flocos microbianos. De acordo com a característica da molécula poluente, ela poderá sofrer
transformações, através de hidrólise e ou catálise enzimática, para então poder ser absorvida e
metabolizada pelos microrganismos. No interior das células, as moléculas absorvidas podem
se inserir nas rotas de catabolismo, que geram energia para as atividades celulares ou nas rotas
de anabolismo, responsáveis pela biossíntese das moléculas essenciais ao funcionamento da
célula (SANT’ANNA JR., 2010).
A energia e as estruturas moleculares aproveitadas permitem a produção de novas
células (biomassa), de dióxido de carbono (CO2) (CO2 e metano (CH4) no caso dos processos
anaeróbios) e a ocorrência de pequeno acúmulo de produtos de metabolismo na fase aquosa.
No caso dos processos aeróbios é necessário o consumo de oxigênio para suprir as
necessidades do consórcio microbiano (SANT’ANNA JR., 2010).
A dinâmica populacional dos ecossistemas microbianos é tal que enquanto algumas
espécies estão proliferando rapidamente, outras já estão em declínio. As bactérias se
aglomeram formando flocos de 100 a 400 µm. Nestes processos aeróbios, protozoários se
nutrem de bactérias e pequenos aglomerados microbianos, tendo presença significativa nesses
ecossistemas microbianos.
Os principais agentes no processo de despoluição em ambiente aeróbio são as
bactérias, porém, os diversos grupos de bactérias convivem com organismos predadores,
como protozoários e metazoários. Os flocos microbianos podem ser entendidos como
microssistemas com dinâmica populacional dependente das condições ambientais e
nutricionais da fase aquosa.
A comunidade bacteriana típica dos sistemas aeróbios com biomassa em suspensão
pode ser classificada de modo geral em dois grupos: bactérias formadoras de floco e bactérias
formadoras de filamento. Flocos com adequadas propriedades de sedimentação devem ter
populações desses dois grupos equilibradas (SANT’ANNA JR., 2010).
2.1.5 Processos de Lodos Ativados
O processo de lodos ativados provém do fato de inicialmente se acreditar que o
próprio lodo contido nos esgotos se tornava ativado, sendo que esta denominação teve
origem na Inglaterra (activated studge). O processo pode ser assimilado a uma
autodepuração artificialmente acelerada. Os fenômenos envolvidos são exatamente os
mesmos observados em rios ou lagos, com a diferença que os organismos responsáveis
21
pela depuração se encontram em quantidade exorbitante, concentrados em um espaço
restrito. A superfície dos mesmos monta em 2000 até 10000 m² por m³ de tanque de
aeração (IMHOFF, 2002).
Segundo Imhoff (2002), a depuração biológiça se realiza em duas fases.
Primeiramente uma parte dos poluentes orgânicos é oxidada para a obtenção de energia,
sendo que ao mesmo tempo se forma nova matéria celular. Em uma segunda fase, as
bactérias se aglomeram em flocos facilmente sedimentáveis. A floculação biológica só é
possível quando termina a fase de crescimento bacteriano e são excretados certos
polímeros naturais. Estes têm comprimento suficiente para estabelecer pontes entre as
bactérias.
Para Jordão & Pessoa (2005) o lodo ativado consiste no floco produzido num esgoto
pelo crescimento de bactérias e outros microrganismos, na presença de oxigênio dissolvido e
acumulado em concentração suficiente devido ao retorno de outros flocos já formados. Trata-
se de um tratamento biológico aeróbio, onde o esgoto afluente e o lodo ativado são
intimamente misturados, agitados e aerados nos reatores, e em seguida separados por
sedimentação nos decantadores. A maior parte do lodo ativado separado retorna ao processo,
enquanto uma parcela menor é retirada e, denominado lodo em excesso. O esgoto tratado é
removido na superfície do decantador, constituindo o efluente final. No processo de lodos
ativados, as necessidades de oxigênio dos flocos são elevadas, sendo necessário fornecimento
de oxigênio ao meio, podendo ser por absorção forçada da atmosfera ou por injeção de ar no
meio líquido.
Os processos biológicos utilizados mais frequentemente são os sistemas de lodos
ativados. Este processo consiste na agitação dos efluentes na presença de microorganismos e
ar, durante o tempo necessário para metabolizar e flocular uma grande parte da matéria
orgânica (KUNZ et al, 2002).
O sistema de lodos ativados é amplamente utilizado, em nível mundial, para o
tratamento de despejos domésticos e industriais, em situações em que são necessárias
elevadas qualidades do efluente e reduzidos requisitos de área. O tratamento ocorre em função
das reações bioquímicas de remoção de matéria orgânica que ocorrem no reator, devido à
utilização do substrato presente no efluente ser utilizado pela biomassa, em seu
desenvolvimento (VON SPERLING, 2002).
O objetivo do processo de lodos ativados é remover a matéria orgânica solúvel e em
suspensão presente nos efluentes e converter esse material em flocos microbianos para enfim,
serem separados da mistura pelo método gravitacional. Para que esta separação ocorra de
22
forma eficiente, garantindo o bom desempenho do processo de lodos ativados, o fator
fundamental é a chamada sedimentabilidade do lodo, que permite atingir a concentração
microbiana necessária no tanque de aeração, conferindo assim, a qualidade do efluente tratado
(SANT’ANNA JR., 2010).
A biomassa consegue ser facilmente separada no decantador secundário devido a sua
propriedade de flocular. Isso se deve ao fato de as bactérias possuírem uma matriz gelatinosa,
que permite a aglutinação das bactérias e outros microrganismos, como protozoários, o que
permite que o floco adquira maiores dimensões, o que facilita a sedimentação. A Figura 1
representa o esquema da composição e arranjo de floco de lodos ativados.
Figura 1: Esquema de um floco de lodo ativado
Fonte: Von Sperling (2002).
As unidades integrantes do sistema de lodos ativados, sendo elas, tanque de aeração
(reator), tanque de sedimentação (decantador secundário) e elevatória de recirculação de lodo
são apresentadas na Figura 2.
23
Figura 2: Esquema das unidades do sistema contínuo de lodos ativados.
Fonte: Von Sperling (2002).
2.1.5.1 Sedimentabilidade do lodo
A sedimentabilidade do lodo é fundamental para os processos de lodos ativados, pois
possibilita a separação dos sólidos em suspensão presentes no reator, permitindo a saída de
um efluente clarificado. Permite também o bom adensamento dos sólidos em suspensão no
fundo do decantador, garantindo um retorno do lodo com concentração elevada.
O principal tipo de sedimentação que ocorre nos decantadores secundários é a
sedimentação zonal. Neste tipo de sedimentação os sólidos sedimentam conjuntamente,
formando uma interface nítida com o clarificado. A velocidade de sedimentação da interface é
utilizada no dimensionamento dos decantadores (VON SPERLING, 2002).
A avaliação da sedimentabilidade do lodo é mais comumente realizada através do
Índice Volumétrico de Lodo (IVL). É definido como o volume ocupado por 1 grama de lodo
após decantação de 30 minutos. O IVL é calculado através da seguinte fórmula:
SSH
HIVL
××=
0
630 10
( )1
H30: altura da interface após 30 min (m)
H0: altura da interface no instante zero (m)
SS: concentração de sólidos em suspensão (mg/L)
106: conversão de unidades
24
A interpretação de IVL se faz no sentido de que, quanto maior seu valor, pior é a
sedimentabilidade do lodo. Assim, quanto mais baixo for o Índice de Lodo ativado, melhores
serão as condições de decantação do liquido em aeração (VON SPERLING, 2002).
A Tabela 2 apresenta alguns valores de condições de sedimentabilidade do lodo em
esgoto doméstico. Para efluentes industriais, pode - se ter valores diferentes do que o esperado
para esgoto doméstico.
Tabela 2: Interpretação do IVL
IVL mL/g Sedimentabilidade Ótima 0 - 50 Boa 50 - 100
Média 100-200 Ruim 200-300
Péssima > 300 Fonte Von Sperling, 2002.
2.1.5.2 Nutrição microbiana
Os microrganismos responsáveis pela estabilização da matéria orgânica necessitam de
outros nutrientes, além do carbono, em suas atividades metabólicas. Os principais são
nitrogênio e fósforo, alem de outros elementos em concentrações menores (VON SPERLING,
2002).
As células microbianas são constituídas predominantemente por água, equivalendo até
90% da composição da massa celular. As substâncias encontradas nas células microbianas são
formadas majoritariamente por quatro elementos químicos: C, O, H e N. A nutrição
microbiana divide-se em macro e micronutrientes, sendo que os macronutrientes são C, O, H,
N, P, S, K, Mg, Na, Ca, Fe, e os micronutrientes, também chamados elementos traços,
necessários à atuação de diversas enzimas e outras macromoléculas, são Cr, Co, Cu, Mn, Mo,
Ni, Se, W, V, Zn (SANT’ANNA JR., 2010).
Em alguns processos de tratamento de efluentes pode ocorrer à necessidade de
nutrientes importantes ao metabolismo bacteriano, como nitrogênio e fósforo, que deverão ser
adicionados para promover a degradação eficiente da matéria orgânica. Jordão & Pessôa
(2005), Nunes (2001), Von Sperling (2002) e Sant’anna Jr. (2010), recomendam uso de uma
25
relação de 100:5:1 para DBO:N:P para manter um balanço adequado de matéria orgânica e
nutrientes para o tratamento biológico.
2.1.5.3 Parâmetros operacionais
Os seguintes parâmetros são fundamentais nos projetos e operação dos sistemas de
lodos ativados, sendo necessário constante acompanhamento para se obter a melhor eficiência
na remoção da carga poluidora do efluente.
• Relação Alimento/Microrganismo (A/M): A quantidade de alimento disponível por
unidade de massa dos microrganismos é relacionada com a eficiência do sistema. A
relação A/M é expressa pela razão entre a matéria orgânica alimentada ao reator, pela
biomassa presente no mesmo (SANT’ANNA JR., 2010). Segundo Von Sperling
(2002), recomenda a faixa valores para a relação A/M como sendo de 0,3 a 0,5
kgDBO5/kgSSV.d para sistema convencional de lodos ativados, e 0,08 a 0,15
kgDBO5/kgSSV para aeração prolongada.
XvV
SoQ
M
A
××=
( )2
Q: Vazão afluente (m³/d)
So: Concentração de substrato afluente (g DBO5/m³)
V: Volume do reator (m³)
Xv: Concentração de SSV (g SSV/m³)
• Tempo de Detenção Hidráulica (TDH): refere-se ao tempo médio de residência da fase
líquida no reator. É definido como a razão entre o volume do reator e a vazão afluente
(SANT’ANNA, 2010).
Q
VTDH =
( )3
V: Volume do reator (m³)
Q: Vazão afluente (m³/d)
26
• Sólidos Suspensos Totais (SST): Os sólidos suspensos totais são divididos em duas
categorias, em função da metodologia empregada na sua determinação. Os sólidos
suspensos voláteis (SSV) estão associados ao material particulado de origem orgânica
(volatilizam a 500-550°C). Os sólidos em suspensão fixos (SSF) estão associados ao
material particulado inorgânico (resíduo da calcinação a 500-550°C). A razão SSV/SST
indica a respeito do conteúdo orgânico do material solido e, para o caso dos sistemas
biológicos, muito usado como indicativo do grau de mineralização desse material
(SANT’ANNA JR., 2010).
2.1.5.4 Aeração
O oxigênio é essencial para os processos aeróbios de tratamentos de efluentes, pois
atua como aceptor final de elétrons na biodegradação da matéria orgânica. Além disso, o
oxigênio também é consumido em quantidades significativas no processo de respiração
endógena, quando na carência de substrato, as células microbianas oxidam suas reservas.
Portanto, a aeração deve fornecer ao sistema oxigênio dissolvido em concentração suficiente
para garantir a oxidação da matéria orgânica carbonácea, permitir a respiração endógena e
fornecer energia para a síntese bacteriana (SANT’ANNA JR., 2010). Em condições onde a
nitrificação se faz presente, tem - se também consumo de oxigênio na oxidação do nitrogênio
amoniacal a nitrato. O sistema de aeração ainda tem de garantir que toda biomassa presente
no reator fique em suspensão.
Segundo Von Sperling (2002), para esgoto sanitário, com base na NBR-570,
recomenda para os sistemas de lodos ativados convencional 1,5 kg de oxigênio por kg de
DBO5 afluente, e a concentração de oxigênio a ser mantida no reator de 2,0 mg de oxigênio
por litro. Já para os sistemas de aeração prolongada é recomendado 2,5 kg de oxigenio por kg
de DBO5 afluente, e a concentração de oxigênio a ser mantida no reator de 1,5 mg de oxigênio
por litro.
2.1.5.5 Reator Batelada Sequencial
Consiste numa variante do sistema de lodos ativados no qual o fluxo é intermitente,
diferente do sistema contínuo, onde o efluente está sempre entrando e saindo do reator. O
27
consiste na incorporação de todas as unidades, processos e operações constituintes do
tratamento tradicional de lodos ativados, sendo decantação primária, oxidação biológica e
decantação secundária, em um único tanque. Para isso, os processos e operações passam a ser
sequências no tempo e não unidades separadas, como no processo contínuo (VON
SPERLING, 2002).
O reator em batelada consiste em um tanque com alimentação e descarga
descontínuas. O efluente é alimentado no reator e permanece nele até que ocorram todas as
etapas do processo (METCALF; EDDY, 2003).
O processo de tratamento biológico utilizando Reator Batelada Seqüencial (RBS)
consiste de um ou mais reatores de mistura completa onde ocorrem todas as etapas do
tratamento. Isso é conseguido através do estabelecimento de ciclos de operação com durações
definidas. A massa biológica permanece no reator durante todos os ciclos, eliminando dessa
forma a necessidade de decantadores separados. A duração de cada ciclo pode ser alterada em
função das variações da vazão afluente, das necessidades do tratamento e das características
do efluente e da biomassa no sistema (VON SPERLING, 2002).
Segundo Jordão & Pessoa (2005) os reatores sequenciais em batelada constituem um
sistema de mistura completa, de um único tanque, no qual o processo de lodo ativado se dá de
acordo com as seguintes fases:
a) Alimentação ou Enchimento: o efluente é alimentado ao reator. Durante o enchimento o
sistema de aeração fica desligado, ocorrem às reações de degradação da matéria
orgânica e a formação floco que irá sedimentar.
b) Aeração e reação: ocorre a mistura do lodo com efluente e ar dissolvido. Nesta etapa os
aeradores permanecem ligados.
c) Sedimentação: os aeradores são desligados, e os sólidos em suspensão sedimentam no
interior do tanque.
d) Descarga do efluente: o efluente clarificado tratado é removido pela parte superior do
tanque, enquanto que a massa biológica permanece no reator.
e) Repouso ou ajustes: ajuste do tempo entre o fim de um ciclo e o inicio de outro. O
excesso de lodo também é removido nessa fase.
A Figura 3 ilustra todas as fases de um reator em batelada sequencial.
28
Figura 3: Ciclos de operação do RBS
Fonte: Von Sperling (2002).
O estudo realizado por Machado (2010) avaliou a adição de carvão ativado em pó ao
processo de lodos ativados no tratamento de efluente gerado em uma refinaria de petróleo,
com objetivo de remover substâncias resistentes ao tratamento biológico, reduzir as
toxicidades crônica e aguda residuais, remoção de nitrogênio amoniacal, e avaliar a
estabilidade do sistema em condições adversas, como alteração na alimentação ou choque de
carga contendo elevados níveis de poluentes tóxicos. Foram utilizados diferentes tipos de
carvão e em diferentes concentrações, em ensaios em batelada e em sistema contínuo. Foram
testadas quatro diferentes condições operacionais, para avaliar TRH, reposição de carvão e
idade do lodo. Os ensaios em batelada obtiveram elevados níveis de remoção de matéria
orgânica, 95%. Nos ensaios em sistema contínuo, as condições que apresentaram melhores
resultados foram TDH de 24h, idade do lodo de 30 dias, reposição de carvão de 150 mg/L de
efluente e teor de carvão acumulado no reator de 4,5 g/L, com eficiência de 98% de remoção
de DQO total e solúvel, 99% de remoção de compostos fenólicos, atingindo padrão requerido
29
para o descarte. Além disso, o sistema com lodo e carvão apresentou maior estabilidade de
operação em comparação com reator de lodos ativados sem carvão.
Hemkemeier et al (2005) avaliou a eficiência de um reator batelada sequencial para
remoção de DQO utilizado no pós-tratamento de efluente de produção de embalagens
metálicas tratado por processo físico-químico. Os efluentes gerados neste processo são
compostos de resíduos de tintas, solventes, vedantes e água, resultando em efluentes com alta
Demanda Química de Oxigênio (DQO). O reator passou por uma fase de adaptação ao
efluente, e posteriormente pode-se verificar que a eficiência do sistema na remoção de DQO
de altos valores até valores abaixo dos exigidos pelos Órgãos Ambientais competentes, porem
os tempos de reação obtidos experimento foram considerados altos quando comparados com a
literatura, indicando dificuldade de remoção da matéria orgânica contida no efluente estudado.
2.2 Métodos e materiais
2.2.1 Efluente e lodos ativados utilizados
Os experimentos foram realizados com efluente da estação de tratamento de efluentes
de uma empresa de retífica de motores da região de Passo Fundo. O sistema de tratamento de
efluentes é constituído apenas por uma etapa preliminar, composto por gradeamento e
separador água/ óleo. Devido ao efluente coletado possuir muito óleo em suspensão, foi
necessária realização de um tratamento físico-químico com Policloreto de Alumínio e
polímero aniônico para remoção do excesso de óleo, sendo este efluente resultante,
caracterizado como efluente inicial ou afluente, e alimentado ao reator.
O lodo biológico foi proveniente do sistema de lodos ativados da estação de
tratamento de efluentes de uma indústria de laticínios da região.
2.2.2 Execução dos experimentos
Os experimentos foram conduzidos de acordo com a metodologia apresentada no
fluxograma da Figura 4.
30
Figura 4: Fluxograma da metodologia de trabalho
2.2.3 Experimentos no Reator em Batelada Sequêncial
O RBS utilizado na pesquisa possui formato cilíndrico, em policloreto de vinila (PVC)
e volume útil utilizado de 10 litros. A aeração foi feita por meio de alimentação de ar
proveniente de um compressor de ar. O reator foi instalado no Laboratório do curso de
Engenharia Ambiental, prédio G2 do Campus I da Universidade de Passo Fundo. A
alimentação do reator foi feita manualmente e as amostras coletadas através de válvulas
presentes no reator.
As Figuras 5 e 6 apresentam as dimensões (metros), as partes que compõe, e uma
imagem de um dos reatores utilizados no trabalho.
31
Figura 5: Esquema da composição dos reatores utilizado nos experimentos
Figura 6: Imagem do RBS escala piloto utilizado
32
O controle de pH foi pela medição com utilização de pHmetro. Para determinação da
concentração de biomassa no reator foram efetuadas análises de sólidos suspensos totais, por
filtração, e após determinada a concentração de SST, a biomassa foi alimenta no reator com a
concentração especificada em cada experimento do planejamento fatorial. O teor de oxigênio
dissolvido foi ajustado com auxílio de um oxímetro. A temperatura foi monitorada através de
termômetro de mercúrio.
O valor médio de pH nos reatores foi de 7,5, a temperatura média do efluente
manteve-se em 18ºC, e a temperatura média ambiente em torno de 17 ºC. A concentração de
oxigênio dissolvido mantida nos reatores foi de 3 mgO2/L.
2.2.3.1 Alimentação do reator
Após a alimentação inicial do reator, o processo se divide em duas fases distintas,
sendo que a primeira consiste na fase de adaptação dos microrganismos ao efluente, e segunda
etapa consiste na realização de análises para verificar a eficiência do sistema.
• Primeira etapa: foi iniciado o reator com alimentação de lodo, adicionado o efluente em
estudo misturado com efluente de laticínio, para promover a adaptação do lodo ao novo
tratamento. A adaptação da biomassa ocorreu através do aumento de 10% da quantidade
de efluente com óleo emulsificado alimentada ao reator, até esta atingir 100%. Na fase
de adaptação foram feitos os procedimentos de controle de nutrientes nitrogênio e
fósforo na proporção 100:5:1 para as relativas proporções de DBO:N:P, e controlado pH
faixa neutra, próximo a 7 (SANT’ANNA JR., 2010; JORDÃO; PESSOA 2005;
NUNES, 2004; VON SPERLING, 2002).
• Segunda etapa: A etapa de análises consiste na verificação da eficiência do sistema de
lodos ativados para tratamento do efluente com óleos solúveis. Após o efluente
adaptado, foi alimentado o reator com teor de biomassa nas condições experimentais
(item 2.2.3.2 experimento fatorial), e 100% de efluente. Foram retiradas amostras ao
longo do tempo para verificar a remoção da carga poluidora.
Em ambas as fases, foi feita adição de nitrogênio para alcançar a relação 100:5:1 para
DBO:N:P. Como fonte de nitrogênio, utilizada foi utilizado uréia (N2H4CO), que possui
aproximadamente 47% em massa de nitrogênio.
33
2.2.3.2 Tempos de reação analisados
Foi avaliada a influência do TDH no reator para remoção da carga poluidora. Os tempos
estabelecidos para coleta das amostras, e as análises realizadas em cada tempo foram:
• Tempo 0: após 5 min de reação, amostra para análise de SST inicial
• Tempo 1: após 30 min de reação, amostra para análise de DQO, Cor, turbidez,
temperatura e pH.
• Tempo 2: após 1 h de reação, amostra para análise de DQO, Cor e turbidez,
temperatura e pH.
• Tempo 3: após 2 h de reação, amostra para análise de DQO, Cor e turbidez,
temperatura e pH.
• Tempo 4: após 4 h de reação, amostra para analise de DQO, Cor e turbidez,
temperatura e pH.
• Tempo 5: após 6 h de reação, amostra para analise de DQO, Cor e turbidez,
temperatura e pH.
• Tempo 6: após 24 h de reação, coletada amostra para analise de DQO, Cor,
turbidez, , temperatura, pH, SST final, Surfactantes, Pt e O&G.
Após a coleta, a amostra de efluente foi centrifugada a 2500 rotações por minuto
(RPM) durante o tempo de dois minutos, para separação do sobrenadante para realização das
análises.
2.2.3.3 Planejamento fatorial
Os experimentos foram conduzidos de acordo com um planejamento fatorial completo
com ponto central PFC 2², para avaliar a influência das variáveis na remoção da carga
poluidora, pela variação da relação Alimento/Microrganismo, através da variação da
concentração de DQO e dos teores de biomassa alimentados ao reator. As concentrações de
DQO e de SST utilizadas estão apresentadas abaixo. Os experimentos foram casualisados por
sorteio. A Tabela 3 apresenta a ordem dos experimentos sorteada em função das variáveis
codificadas e reais.
34
Tabela 3: Matriz valores codificados e reais, e níveis das variáveis do planejamento fatorial 2²
Variáveis Codificadas Variáveis Reais
Experimento X1 X2 X1 X2 1 0 0 600 3000
2 -1 1 400 4000
3 -1 -1 400 2000
4 0 0 600 3000
5 1 -1 800 2000
6 1 1 800 4000
7 0 0 600 3000 X1: DQO inicial (mg/L); X2: Teor de Biomassa (mg/L)
As variáveis de resposta foram porcentagens de remoção de DQO, O&G, Pt,
surfactantes. Os resultados foram analisados estatisticamente, pela comparação da variância
(ANOVA) com nível de significância de 5%.
2.2.4 Análises realizadas, métodos e equipamentos
Os parâmetros foram analisados com vistas ao atendimento da legislação estadual e
nacional para padrões de emissões de efluentes. Para tanto, os parâmetros analisados no
afluente foram: DQO, PT, NTK, O&G, Surfactantes, Turbidez, Cor e pH. Já os parâmetros
analisados no efluente estão descritos no item 2.2.3.2 Tempos de reação analisados.
2.2.4.1 Demanda química de oxigênio (DQO)
A DQO foi analisada em refluxo fechado por meio de digestão e quantificada pelo
método colorimétrico por fotométrica a 600 nm (APHA, 2000).
2.2.4.2 Sólidos suspensos totais
Para determinação da concentração de biomassa no reator foram efetuadas análises
gravimétricas de sólidos suspensos totais, por filtração com papel filtro (APHA, 2000).
2.2.4.3 Oxigênio Dissolvido
35
Para determinação de oxigênio dissolvido no reator foi utilizado um Oxímetro
Microprocessado modelo AT – 170 da marca ALFAKIT.
2.2.4.4 Nitrogênio Total kjeldahl
Para determinação da concentração de nitrogênio foi feita análise através de digestão
ácida, destilação e titulação da amostra (APHA, 2000).
2.2.4.5 Óleos e Graxas
A concentração de óleos e graxas foi determinada gravimetricamente, após extração da
gordura da amostra acidificada (APHA 1995).
2.2.4.6 Fósforo Total
A concentração de fósforo foi feita por análise através do método colorimétrico com
ácido ascórbico e reagente de Armstrong (APHA, 2000).
2.2.4.7 Surfactantes
A concentração de surfactantes foi realizada pelo método do Azul de Metileno (MBAS
Methylene blue active substances) (APHA, 1989).
2.2.4.8 pH
A análise de pH foi determinada por método eletrométrico.
2.2.4.9 Cor
A quantificação da cor do efluente foi feita por método colorimétrico, utilizando um
espectrofotômetro de marca MERCK modelo SQ 118.
2.2.4.10 Turbidez
36
A turbidez do efluente foi quantificada pelo método colorimétrico com Turbidimetro
Portátil Modelo 0279 P da marca QUIMIS.
2.2.4.11 Eficiência de remoção dos parâmetros
A avaliação de eficiência dos parâmetros analisados foi feita através da seguinte
equação:
1001 ×
−=
o
f
C
CE
( )4
2.3 Resultados e discussões
2.3.1 Caracterização do efluente
Os resultados obtidos nas análises de caracterização do afluente estão apresentados na
Tabela 4.
Tabela 4: Caracterização do afluente
Parâmetro Concentração
DBO5 131 mg/L DQO 860 mg/L NTK 1,68 mg/L PT 2,23 mg/L
O&G 290 mg/L Cor 15,7 HAZEN
Turbidez 14,2 NTU Surfactantes 0,2 mg MBAS/L
pH 7,2
Para obter as concentrações de DQO especificadas em cada experimento (item 2.2.3.3)
foi realizada a diluição do afluente em função da concentração inicial de DQO.
2.3.2 Experimentos no RBS
37
2.3.2.1 Remoção de DQO
A Tabela 5 apresenta as concentrações finais de DQO, bem como a eficiência de
remoção obtida nos experimentos após 24h de reação. Os resultados obtidos nos demais
tempos dos experimentos estão apresentados no Apêndice A.
Tabela 5: Concentração média e eficiência de remoção de DQO para os experimentos do
planejamento fatorial 2² após 24h de reação.
Experimentos Variáveis Conc. DQO
(mg/L) Eficiência (%) X1 X2
1 600 (0) 3000 (0) 140,8 76,9±9,8 2 400 (-1) 4000 (+1) 139,7 66±7,6 3 400 (-1) 2000 (-1) 151,7 62,8±1,9 4 600 (0) 3000 (0) 150,6 75,5±4,6 5 800 (+1) 2000 (-1) 229,2 71,2±4,9 6 800 (+1) 4000 (+1) 155,5 80,7±6,9
7 600 (0) 3000 (0) 145,7 75,9±5,4
X1: DQO inicial (mg/L); X2: Teor de Biomassa (mg/L)
A Figura 7 apresenta a eficiência de remoção de DQO de cada experimento do
planejamento fatorial 2², com 24h de reação.
Figura 7: Eficiência de remoção de DQO com 24h de reação
A maior eficiência de remoção de DQO foi obtida no experimento 6, executado com
DQO inicial de 800 mg/L e concentração de biomassa de 4000 mg/l, apresentando remoção
de 80,7%, resultando numa concentração de DQO final de 155,5 mg/L. A menor eficiência
38
de remoção apresentou-se no experimento 3, realizado com DQO inicial de 400 mg/L, e
concentração de SST de 2000 mg/L, resultando numa eficiência de 62,8%.
Os resultados permitem observar a influência da concentração inicial de DQO e de
SST na eficiência de remoção de DQO do sistema, sendo que para as maiores concentrações
foram obtidos os melhores resultados, enquanto que para as menores concentrações iniciais
obteve-se a menor eficiência.
Em todos os experimentos realizados obteve-se a eficiência de remoção necessária
para atender os padrões exigidos pela legislação estadual (Res. CONSEMA Nº 128/2006) que
estabelece a concentração de DQO de 360 mg/L, para emissão de efluentes nas águas
superficiais (Tabela 1, item 2.1.3), o que comprova a eficiência de do sistema de lodos
ativados em sistema intermitente para tratamento de efluentes contendo óleos solúveis.
A análise estatística dos resultados permitiu inferir sobre o comportamento das
variáveis do experimento na remoção de carga poluidora. As Figuras 8 e 9 apresentam
graficamente os resultados da análise de variância (ANOVA), avaliando a significância da
concentração de substrato (DQO) e do teor de biomassa (SST) iniciais na eficiência do RBS.
Todos os resultados obtidos na análise de variância (ANOVA) dos experimentos estão
apresentados no Apêndice B.
Figura 8: Influência da concentração de DQO inicial na eficiência de remoção de DQO
39
Figura 9: Influência da concentração de SST inicial na eficiência de remoção de DQO
Conforme apresenta a Figura 8, ao variar a concentração inicial de DQO de 400 mg/l
(-1) para 800 mg/L (+1), verificou-se um aumento significativo (p<0,05) na eficiência de
remoção da demanda química de oxigênio.
A Figura 9 mostra que a variação da concentração inicial de SST de 2000 mg/L (-1)
para 4000 mg/L (+1) conferiu aumento significativo (p<0,05) na eficiência de remoção de
DQO.
A interação entre as variáveis DQO e de SST não apresentou influência significativa
(p>0,05) na remoção da demanda química de oxigênio. Portanto, para fins de projeto, a
análise dos dados permite trabalhar concentrações maiores de DQO com concentrações
menores de biomassa, possibilitando reatores de menor dimensão, exigindo menores
requisitos de área, bem como menores requisitos de oxigênio a ser fornecido ao sistema,
resultando em menores custos tanto de instalação quanto de operação da estação de
tratamento de efluentes (ETE).
2.3.2.1.1 Remoção de DQO em função do TDH nos experimentos 1,4 e 7
Os experimentos 1,4 e 7 são os pontos centrais do teste estatístico, correspondem a
concentrações de 600 mg/L de DQO e 3.000 mg/L de SST. A Tabela 6 apresenta os valores
obtidos nos três ensaios, bem como a eficiência de remoção de DQO obtida.
40
Tabela 6: Remoção de DQO
Experimento 1 Experimento 4 Experimento 7
Tempo (h) C.
(mg/L) % C. (mg/L) % C.
(mg/L) %
T0 609,1 0±6,54 615,6 0±4,63 604,2 0±11,58 T1 (0,5) 523,9 14±8,66 530,5 13,8±4,65 538,7 10,8±2,31 T2 (1) 403,9 33,7±10,52 404,4 34,3±34,73 399,5 33,9±13,89 T3 (2) 301,3 50,5±8,66 298,0 51,6±9,26 306,2 49,3±6,95 T4 (4) 208,5 65,8±5 219,4 64,4±9,26 214,5 64,5±6,92 T5 (6) 165,9 72,8±1,89 173,6 71,8±4,61 178,5 70,5±8,94 T6 (24) 140,8 76,9±9,82 150,6 75,5±4,63 145,7 75,9±2,31
A Figura 10 apresenta graficamente a média de remoção da concentração de DQO, e
eficiência obtidas nos experimentos 1,4 e 7.
Figura 10: Remoção de DQO experimentos 1,4 e 7
Conforme se verifica nos dados, a remoção da matéria carbonácea aumenta com o
tempo de reação do sistema. A eficiência média máxima de remoção foi de 76%. Com 2h de
reação a concentração de DQO foi reduzida até valores abaixo dos exigidos pela legislação
(tabela 1, item 2.1.3). Com 4h de reação o sistema teve eficiência de remoção de 65% da
DQO inicial.
2.3.2.1.2 Remoção de DQO em função do TDH nos experimentos 2 e 3
Os experimento 2 e 3 foram realizados com as mesmas concentrações iniciais de DQO
(400 mg/L), variando a concentração inicial de SST, sendo de 4000 mg/L para o experimento
41
2 e de 2000 mg/L experimento 3. As Figuras 11 e 12 apresentam os resultados obtidos nos
experimentos, bem como as eficiências de remoção de DQO alcançadas.
Figura 11: Remoção de DQO do experimento 2
Figura 12: Remoção de DQO do experimento 3
Observa-se um comportamento semelhante aos experimentos 1,4 e 7, em que a
remoção da matéria carbonácea aumenta em função do TDH do sistema. A eficiência máxima
de remoção no experimento 2 foi de 66%, e do experimento 3 de 62,8%. Em ambos os
experimentos, com 1h de reação a concentração de DQO foi reduzida até valores abaixo dos
exigidos pela legislação, 360 mg/L de DQO (Res. CONSEMA 128/2006). Porém, esse rápido
42
atendimento do valor da legislação se deve à baixa concentração inicial alimentada ao reator,
400 mg/L DQO, sendo que os experimentos realizados com a menor concentração de
biomassa do PFC 2² apresentaram as menores eficiências de remoção de DQO.
2.3.2.1.3 Remoção de DQO em função do TDH nos experimento 5 e 6
Os experimento 5 e 6 foram realizados com a maior concentração inicial do PFC 2²,
DQO de (800 mg/L), variando a concentração inicial de SST, sendo de 2000 mg/L para o
experimento 5 e de 4000 mg/L experimento 6. A Figuras 13 e 14 apresentam as eficiências e a
concentração de remoção de DQO obtidas no RBS.
Figura 13: Remoção de DQO do experimento 5
Figura 14: Remoção de DQO do experimento 6
43
A remoção de DQO observada aumenta em função do TDH, como verificados nos
demais experimentos. A eficiência máxima de remoção no experimento 5 foi de 71,2%, e o
experimento 6 conferiu a maior eficiência alcançada em todos os experimentos, 80,7%. O
experimento 5 somente atingiu concentração inferior a exigida pela Res. CONSEMA
128/2006, que é de 360 mg/L de DQO com 6h de reação, já o experimento 6 alcançou este
parâmetro com 2h de reação. Cabe ressaltar que os maiores tempos de detenção hidráulica
registrados ocorreram em função da maior carga de DQO inicial alimentada nos experimentos
5 e 6.
2.3.2.1.4 Comportamento da DQO em função do TDH no RBS em todos os experimentos
Ao plotar as curvas de remoção de todos os experimentos no mesmo gráfico facilita a
visualização do comportamento de remoção da concentração do parâmetro DQO no RBS.
A Figura 15 apresenta a remoção da concentração de DQO ao longo do TDH no
reator.
Figura 15: Remoção de DQO em função do TDH no reator
Como pode ser observado, a maior remoção ocorre nos primeiros tempos analisados,
devido à disponibilidade de substrato, e o desenvolvimento microbiano estar em fase de
crescimento exponencial, gerando maior consumo do substrato. A partir do tempo de 6h
reação observa-se uma diminuição de remoção, devido à menor disponibilidade de substrato
para o metabolismo dos microrganismos, que estão passando à fase estacionária de
desenvolvimento. No intervalo entre os tempos de 6h e 24h de reação, houve aumento pouco
44
expressivo de remoção. A maior eficiência de remoção obtida em todos os experimentos foi
de 80,7% no experimento 6, e a menor eficiência ocorreu no experimento 3, ambos com o
TDH de 24h.
Alguns fatores que podem ter diminuído a eficiência de remoção de DQO do sistema
foi à baixa fração biodegradável do efluente. Segundo Jordão & Pessoa (1995), a fração
biodegradável é estabelecida por:
DQO
DBOfb ×
=65,0
( )5
O fator de biodegradabilidade (fb) varia de 0 a 1,0 e quanto mais tender a 1, maior a
propensão à processos biológicos (JORDÃO; PESSOA, 1995). O valor de fb encontrado para
efluente é de 0,23, o que pode justificar o porquê do sistema não ter alcançado maiores
eficiências.
Outro parâmetro que também podem ter influenciado na eficiência é a concentração
elevada de O&G (290 mg/L), o que constitui uma fonte de toxicidade aos microrganismos. A
presença de surfactantes, mesmo em concentrações pouco expressivas (0,2 mg LAS/L)
também poderia contribuído para esse efeito.
2.3.2.2 Remoção de Óleos e Graxas
A Tabela 7 apresenta as concentrações finais e eficiência de remoção de O&G obtidas.
Tabela 7: Concentração média e eficiência de remoção de O&G para os experimentos do
planejamento fatorial 2² após 24h de reação.
Experimentos Variáveis Conc. O&G
(mg/L) Eficiência
(%) X1 X2
1 600 (0) 3000 (0) 23 88,8± 4,2 2 400 (-1) 4000 (+1) 43 69± 4,6 3 400 (-1) 2000 (-1) 60 56,4± 2,8 4 600 (0) 3000 (0) 29 86± 1,4 5 800 (+1) 2000 (-1) 65 75,8± 15,6 6 800 (+1) 4000 (+1) 22 91,9± 2,8 7 600 (0) 3000 (0) 26,5 87± 2,1
X1: DQO inicial (mg/L); X2: Teor de Biomassa (mg/L)
45
A Figura 16 apresenta a eficiência de remoção de óleos e graxas de cada experimento
do planejamento fatorial 2², com 24h de reação.
Figura 16: Eficiência de remoção de O&G com 24h de reação
A maior eficiência foi conseguida no experimento 6 (800 mg/L DQO e 4000 mg/L
SST iniciais), alcançando eficiência de 91,9%, o que resultou numa concentração final de 22
mg/L de O&G. Por outro lado, a menor eficiência de remoção ocorreu no experimento 3
(DQO 400 mg/L e SST 2000 mg/L), que apresentou eficiência de remoção de 56,4 %.
Assim como observado no comportamento do sistema na remoção de DQO, no
parâmetro O&G a concentração de DQO e SST iniciais influenciaram do mesmo modo na
remoção deste poluente, ou seja, as maiores concentrações iniciais das variáveis DQO e SST
geraram a maior eficiência, e as menores concentrações iniciais das variáveis geraram a
menor eficiência dos experimentos.
Embora o sistema tenha apresentado eficiência de remoção relativamente alta, todas as
concentrações finais de óleos e graxas se encontram acima do limite especificado na
legislação, não atendendo os valores especificados na Resoluções 128 de 2006 do
CONSEMA, que estabelece em 10 mg/L o limite máximo para emissão de óleos e graxas de
origem mineral. Porém, a realização de um tratamento físico-químico adequado pode auxiliar
na remoção de O&G do efluente alimentado ao reator, viabilizando ao sistema biológico
alcançar a eficiência necessária para o atendimento dos requisitos legais.
As Figuras 17 e 18 apresentam os resultados da análise de variância (ANOVA), da
concentração de DQO e dos SST iniciais na eficiência de remoção de parâmetro óleos e
graxas.
46
Figura 17: Influência da concentração de DQO na remoção de O&G
-1, 1,
DQO inicial (mg/L)
45
50
55
60
65
70
75
80
85
90
95
100
%R
em
oçã
o O
eG
Figura 18: Influência da concentração de SST na eficiência de remoção de O&G
-1, 1,
Sol Susp Totais (mg/L)
50
55
60
65
70
75
80
85
90
95
%R
em
oçã
o O
eG
O comportamento observado na remoção de DQO também se aplica para remoção de
óleos e graxas. A Figura 17 demonstra que a variação da concentração inicial de DQO de 400
mg/l (-1) para 800 mg/L (+1), resulta em um aumento significativo (p<0,05) na eficiência de
remoção de O&G. A Figura 18 mostra que a variação da concentração inicial de SST de 2000
47
mg/L (-1) para 4000 mg/L (+1) permitiu aumento significativo (p<0,05) na eficiência de
remoção de óleos e graxas.
2.3.2.3 Remoção de Fósforo
A Tabela 8 apresenta as concentrações finais e a eficiência de remoção de fósforo do
RBS obtida nos experimentos com 24h de reação.
Tabela 8: Concentração média e eficiência de remoção de PT para os experimentos do
planejamento fatorial 2² após 24h de reação.
Experimentos Variáveis Conc. PT
(mg/L) Eficiência (%) X1 X2
1 600 (0) 3000 (0) 1,86 16,6±0,05 2 400 (-1) 4000 (+1) 1,52 31,8±0,02 3 400 (-1) 2000 (-1) 1,8 16,7±0,17 4 600 (0) 3000 (0) 1,93 13,3±0,02 5 800 (+1) 2000 (-1) 1,7 24± 0,04 6 800 (+1) 4000 (+1) 2,12 4,8±0,04 7 600 (0) 3000 (0) 1,74 22±0,02
X1: DQO inicial (mg/L); X2: Teor de Biomassa (mg/L)
A Figura 19 apresenta a eficiência de remoção de fósforo total de cada experimento do
PFC 2², com 24h de reação.
Figura 19: Eficiência de remoção de PT com 24h de reação.
A maior eficiência de remoção foi obtida no experimento 2 (400 mg/L de DQO e 4000
mg/L de SST iniciais), mostrando uma eficiência de 31,8%, e concentração final de PT de
48
1,52 mg/L. A menor eficiência de remoção ocorreu no experimento 6 (800 mg/L de DQO e
4000 mg/L de SST), que apresentou eficiência de remoção de 4,8%.
O comportamento observado na remoção de PT se diferencia do comportamento
observado para remoção de DQO e O&G, sendo que para os valores mais elevados de DQO
inicial teve baixa eficiência de remoção.
A eficiência de remoção de fósforo comprovou-se baixa, porém, devido às
concentrações de PT alimentadas ao reator já estarem dentro dos padrões limitantes de
emissão destes efluentes, que é de 4 mg PT/L (Res. CONSEMA 128), a baixa eficiência não
constitui um problema à utilização do RBS para tratamento de efluentes com óleos solúveis.
A baixa eficiência percebida na remoção de fósforo pode ser justificada pela falta de
zonas anaeróbias no reator. Segundo Von Sperling (2005) a zona anaeróbia é um seletor
biológico para microrganismos acumuladores de fósforo, e propicia uma vantagem na
competição destes com outros microrganismos, pois possibilita que os microrganismos
acumuladores de fósforo possam assimilar o substrato antes de outros microrganismos não
armazenadores. Portanto, a zona anaeróbia permite o desenvolvimento de uma grande
população de microrganismos acumuladores de fósforo no sistema.
As Figuras 20 e 21 apresentam os resultados da análise de variância (ANOVA) da
concentração de DQO e da interação entre as variáveis na eficiência de remoção de fósforo
total.
Figura 20: Influência da concentração de DQO na eficiência de remoção de PT
-1, 1,
DQO inicial (mg/L)
5
10
15
20
25
30
35
%R
em
oçã
o P
T
49
Figura 21: Interação entre DQO e SST inicial na eficiência de remoção de PT
Sol Susp Totais (mg/L) -1, Sol Susp Totais (mg/L) 1,
-1, 1,
DQO inicial (mg/L)
-10
-5
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
%R
emoç
ão P
T
A Figura 20 mostra que a variação da concentração de DQO inicial teve influência
significativa (p<0,05) na remoção de PT, porém, inversamente ao comportamento observado
na remoção dos parâmetros DQO e O&G, ou seja, o aumento da concentração inicial de DQO
de 400 para 800 mg/L resultou na diminuição da eficiência de remoção de PT pelo sistema. A
concentração inicial de SST não conferiu influência significativa (p>0,05) na remoção de
fósforo. A Figura 21 apresenta que a interação entre as variáveis DQO e SST inicial tem
influência significativa (p<0,05) na remoção de PT. A interação ocorre no sentido de que ao
diminuir a concentração de DQO e aumentar a concentração de SST iniciais, verifica-se o
aumento da eficiência de remoção de PT.
Esse comportamento observado para remoção de fósforo do sistema pode ser
justificado pelo fato de que com a menor disponibilidade de substrato e maior teor de
biomassa, os microrganismos metabolizem fósforo em maior quantidade do que na presença
abundante de substrato.
2.3.2.4 Remoção de Surfactantes
A Tabela 9 apresenta as concentrações finais e a eficiência de remoção de surfactantes
do RBS obtida nos experimentos com 24h de reação.
50
Tabela 9: Concentração média e eficiência de remoção de surfactantes para os experimentos
do planejamento fatorial 2² após 24h de reação.
Experimentos Variáveis C. Surfact.
(mg LAS/L) Eficiência
(%) X1 X2 1 600 (0) 3000 (0) 0,089 37,3±0 2 400 (-1) 4000 (+1) 0,083 14±0 3 400 (-1) 2000 (-1) 0,086 9,9±0 4 600 (0) 3000 (0) 0,086 39,8±0
51,9±0 5 800 (+1) 2000 (-1) 0,089 6 800 (+1) 4000 (+1) 0,091 51,7±0
36,4±0 7 600 (0) 3000 (0) 0,089
X1: DQO inicial (mg/L); X2: Teor de Biomassa (mg/L)
A Figura 22 apresenta a eficiência de remoção de surfactantes de cada experimento do
planejamento fatorial 2², com 24h de reação.
Figura 22: Eficiência de remoção de Surfactantes com 24h de reação.
A maiores eficiências de remoção de surfactantes foram obtidas no experimento 5 e 6,
ambos com os maiores valores de DQO inicial (800 mg/L), mostrando eficiências de 51,9 3
51,7%, respectivamente. As menores eficiências de remoção ocorreram nos experimentos 2 e
3, ambos com os menores valores de DQO inicial (400 mg/L).
Em termos de comparação dos valores de surfactantes com a legislação, o efluente já
foi alimentado ao reator em concentrações abaixo das exigidas pela legislação, que é de 2
mgLAS/L (Res. CONSEMA 128/2006).
A Figura 23 apresenta os resultados da análise de variância (ANOVA), da
concentração de DQO inicial na eficiência de remoção de Surfactantes.
51
Figura 23: Influência da concentração de DQO na remoção de Surfactantes
A Figura 23 mostra que a variação da concentração de DQO inicial influenciou
significativamente (p<0,05) a remoção de surfactantes do sistema. Ao variar a concentração
inicial de DQO de 400 mg/l (-1) para 800 mg/L (+1), verificou um aumento significativo
(p<0,05) na eficiência de remoção de surfactantes. A concentração inicial de SST não
conferiu influência significativa (p>0,05) na eficiência de remoção deste parâmetro. A
interação entre os parâmetros também não se mostrou significativa (p>0,05).
O comportamento da remoção de surfactantes do sistema em relação à concentração
de DQO pode se justificar pelo fato de que com maior disponibilidade de substrato o
desempenho do reator seja maior.
2.3.2.5 Relação Alimento/Microrganismo e Índice Volumétrico de Lodo
A Tabela 10 apresenta os valores de cada experimento em termos de Relação A/M e
IVL obtidos no RBS.
52
Tabela 10: Relação A/M e IVL obtidos nos experimentos
Experimentos Relação A/M IVL (mL/g) 1 0,05 286 2 0,023 224 3 0,05 272 4 0,05 271 5 0,09 293 6 0,044 243 7 0,05 247
Conforme os valores apresentados no item 2.1.5.3, a relação A/M segundo Von
Sperling (2002) varia de 0,3 kgDBO5/kgSSV a 0,8 kgDBO5/kgSSV.d para lodo ativado
convencional, e de 0,08 kgDBO5/kgSSV a 0,15 kgDBO5/kgSSV.d para aeração prolongada.
De acordo com estas faixas limites, as relações obtidas entre a quantidade de substrato e o teor
de biomassa são baixas. Isso se deve ao fato da baixa concentração de DBO no afluente,
resultando numa baixa disponibilidade de alimento no sistema.
Os valores obtidos nos experimentos referentes à sedimentabilidade do lodo, expressos
pelo IVL, em comparação aos valores de interpretação do IVL apresentados na Tabela 2 (item
2.1.5.1 Sedimentabilidade do lodo) classificam todos os experimentos com sedimentabilidade
ruim (valor de IVL entre 200 e 300 mL/g).
A má sedimentabilidade do lodo verificada pode estar relacionada com a baixa relação
A/M. Segundo Sant’anna Jr. (2010), a carga orgânica aplicada é um dos parâmetros que mais
influência na estrutura do floco e sua sedimentação, e que a operação fora de faixas
especificas de relação A/M resultam em problemas de sedimentabilidade do lodo. Outro fator
que também pode ter influenciado na má sedimentação do lodo é a alta concentração de O&G
do afluente, que pode ter conferido toxidez ao meio.
2.3.2.6 Remoção de Cor e Turbidez
As Figuras 24 e 25 apresentam as eficiências de remoção de Cor e Turbidez obtidas
em cada um dos tempos analisados nos experimentos no RBS.
53
Figura 24: Remoção de Cor nos tempos dos experimentos
Figura 25: Remoção de Turbidez nos tempos dos experimentos
Conforme pode ser observado, a remoção aumenta longo do tempo de reação. A
remoção de cor e de turbidez é maior nos tempos ate 6h de reação, tendo a estabilizar até o
tempo de 24h.
Estes parâmetros não constituem problemas em relação à legislação. A Resolução
357/2005 do CONAMA estabelece como limite de turbidez para emissão de efluentes em
águas superficiais o valor de 100 (NTU). A Resolução 128/2006 do CONSEMA define que a
cor do efluente não pode a alterar a cor natural do corpo receptor. Ambos os parâmetros foram
alimentados ao reator já em conformidade com a legislação.
54
3 CONCLUSÃO
O trabalho possibilitou comprovar a eficiência do processo de lodos ativados para
remoção da carga poluidora de efluentes contendo óleos emulsificados. Obteve-se eficiência
de remoção de DQO de 80,7%, e com 2h de reação foi alcançada a concentração exigida pela
legislação. O sistema também apresentou boa eficiência de remoção de O&G, mas este
parâmetro ainda ficou acima dos limites exigidos pela legislação, porém, com aplicação de
um tratamento físico-químico adequado antes do tratamento biológico, pode contribuir para
que o sistema biológico possa alcançar a eficiência necessária. As melhores eficiências foram
obtidas com maiores valores de DQO inicial, juntamente com maiores valores de SST
alimentados ao reator.
A flexibilidade operacional do RBS bem como os reduzidos espaços de área
necessários para instalação torna o sistema intermitente atrativo em relação aos demais
tratamentos biológicos. A utilização do RBS constitui uma alternativa viável para
complementação dos sistemas de tratamento de efluentes de empresas, em especial as de
menor porte, que geralmente são compostos apenas de tratamento preliminar.
55
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABNT. Associação Brasileira de Normas Técnicas. Projeto de estações de tratamento de esgotos. NBR-570. 1989. Disponível em: http://www.4shared.com/office/pIIB_gWQ/nbr_12209_ nb_570_-_projeto_de_.html>. Acesso em 20 out. 2012. AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 20. ed. Washington: APHA, 2000. AMERICAM PUBLIC HEALTH ASSOCIATION. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 17 ed. APHA, AWWA, WEF, New York, 1989. CONAMA – CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE. Resuloção Conama n° 357/2005. Disponível em: <www.mma.gov.br/port/conama/res/res05/res35705.pdf>. Acesso em: 15 set. 2012 CONSEMA – CONSELHO ESTADUAL DO MEIO AMBIENTE. Resolução Consema n° 128/2006. Disponível em: <http://www.sema.rs.gov.br/sema/html/pdf/Resolucao 128 Efluentes.pdf >. Acesso em: 15 set.2012. FONTANELE, B. S., et al. Modelo de tecnologia limpa aplicado ao processo de retificação de motores automotivos. Em: XXVI ENEGEP – Fortaleza/CE, 2006. Disponível em: <http://www.abepro.org.br/biblioteca/ENEGEP2006_TR560372_7004.pdf> Acesso em 6 ago. 2012 HEMKEMEIER, M.; MICHELS, M.L.; FERNANDES, A.; Caracterização físico-química de efluentes gerados de dois postos de combustíveis do município de Tubarão/SC. In: XXII CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL. Joinville/SC. Anais. Editora da ABES, 2003, 1 CD-ROM HEMKEMEIER, M.; VERGUTZ, A.; SEIBERT, R.; II-109 – Pós-tratamento de efluente de embalagens metálicas utilizando reator de batelada sequêncial (RBS) para remoção da demanda química de oxigênio. In: XXIII CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL. Joinville/SC. Anais. Editora da ABES, 2005. IMHOFF, Karl; IMHOFF, Klaus R., Manual de tratamento de águas residuárias. 3. reimpressão. São Paulo: Ed. Edgard Blucher, 2002. JORDÃO, Eduardo Pacheco; PESSOA, Constantino Arruda. Tratamento de esgotos domésticos. 3. ed. Rio de Janeiro: Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental, 1995. JORDÃO, Eduardo Pacheco; PESSOA, Constantino Arruda. Tratamento de esgotos domésticos. 4. ed. Rio de Janeiro: Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental, 2005. KUNZ, A., PERALTA-ZAMORA, P., MORAES, S. G., de et al. Novas tendências no tratamento de efluentes têxteis. Quím. Nova, jan./fev. 2002, vol.25, no.1, p.78-82. ISSN 0100-4042 Disponível em: <http://www.scielo.br/scielo.php?script=sci_Arttext&pid=S0100-
56
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58
APÊNDICE A - RESULTADOS DOS EXPERIMENTOS
Tabela 11: Remoção de DQO ao longo do tempo de reação nos experimentos 2,3,5 e 6
Experimento 2 Experimento 3 Experimento 5 Experimento 6
Tempos Conc. (mg/L)
% Conc. (mg/L)
% Conc. (mg/L)
% Conc. (mg/L)
%
T0 (0) 411,5 0±5,02 408,2 0±6,82 795,73 0±9,26 807,2 0±11,58
T1 (0,5) 354,7 13,8±5,51 364,6 10,7±10,53 733,51 7,8±13,89 668,0 17,2±4,63
T2 (1) 267,4 35,0±19,18 291,4 28,6±8,66 638,55 19,8±27,78 458,4 43,2±4,65
T3 (2) 216,1 47,5±11,81 232,5 43,0±22,92 468,27 41,2±13,89 312,7 61,3±25,47
T4 (4) 179,0 56,5±13,23 192,1 52,9±12,39 332,37 58,2±2,31 237,4 70,6±6,94
T5 (6) 155,0 62,3±1,89 162,6 60,2±6,82 265,24 66,7±11,58 199,8 75,3±6,98
T6 (24) 139,7 66,0±7,56 151,7 62,8±1,89 229,22 71,2±4,63 155,5 80,7±6,95
Tabela 12: Remoção de Cor ao longo do tempo de reação de todos experimentos
Tempos Exp.1 C. (Hazen)
Exp.2 C. (Hazen)
Exp.3 C. (Hazen)
Exp.4 C. (Hazen)
Exp.5 (C. Hazen)
Exp.6 C. (Hazen)
Exp.7 C. (Hazen)
T1 (0,5) 12,1 10,5 9,81 11,7 11,8 11,5 12,4
T2 (1) 10,7 6,5 8,7 10,8 11,7 11,2 11,4
T3 (2) 7 6,1 6,41 6,6 11,2 8,7 9,1
T4 (4) 6,1 6 4,5 6 10,8 7,2 8,3
T5 (6) 5,41 5,31 4,3 5,9 6,6 6,9 7,5
T6 (24) 4,4 4,4 3,7 4,3 5,6 5,2 4,7
Tabela 13: Remoção de Cor ao longo do tempo de reação de todos experimentos
Tempos Exp.1 C. (NTU)
Exp.2 C. (NTU)
Exp.3 C. (NTU)
Exp.4 C. (NTU)
Exp.5 C. (NTU)
Exp.6 C. (NTU)
Exp.7 C. (NTU)
T1 (0,5) 11 10,4 10 12 12,7 12,4 11,8 T2 (1) 10,5 7,77 7,12 10,6 12,2 11,5 11 T3 (2) 10 7,31 6,92 10 10,7 10,2 10,5 T4 (4) 8,84 7,15 5,67 8,82 10 8,64 8,42 T5 (6) 8,79 6,91 5,47 7,93 7,98 8,42 7,9 T6 (24) 4,48 5,67 4,13 3,87 6,35 5,75 5,1
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APÊNDICE B – TABELAS DE ANÁLISE DE VARIÂNCIA (ANOVA )
Tabela 14: Teste de siginificância (5%) da variável DQO em relação a DQO e SST iniciais
Factor SS df MS F P (1) DQO(mg/L) 383,5692 1 383,5692 30,37261 0,000100 (2) SST (mg/L) 97,7927 1 97,7927 7,74363 0,015534
Interação 23,3127 1 23,3127 1,84599 0,197359 Erro 164,1742 13 12,6288
Total SS 654,0000 16
Tabela 15: Teste de siginificância (5%) da variável O&G em relação a DQO e SST iniciais
Factor SS df MS F P (1) DQO(mg/L) 894,645 1 894,6450 12,88772 0,004930 (2) SST (mg/L) 411,845 1 411,8450 5,93279 0,035104
Interação 6,480 1 6,4800 0,09335 0,766230 Erro 694,184 10 69,4184
Total SS 2007,154 13
Tabela 16: Teste de siginificância (5%) da variável PT em relação a DQO e SST iniciais
Factor SS df MS F P
(1) DQO(mg/L) 216,32 1 216,32 13,03884 0,004761
(2) SST (mg/L) 4,805 1 4,805 0,28962 0,602233
Interação 626,58 1 626,58 37,76756 0,000109
Erro 165,905 10 16,5904
Total SS 1013,609
Tabela 17: Teste de siginificância (5%) da variável Surfactantes em relação a DQO e SST
iniciais
Factor SS df MS F P (1) DQO(mg/L) 3192,005 1 3192,005 252,7749 0,000000 (2) SST (mg/L) 7,220 1 7,220 0,5718 0,467003
Interação 8,820 1 8,820 0,6985 0,422822 Erro 126,279 10 12,628
Total SS 3334,324 13