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UNIVERSIDADE FEDERAL DE SANTA MARIA
CENTRO DE ENSINO SUPERIOR NORTE DO RIO GRANDE DO SUL
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
DEPARTAMENTO DE CIÊNCIAS AGRONÔMICAS E AMBIENTAIS
AVALIAÇÃO DA REMOÇÃO DE NITROGÊNIO E
FÓSFORO DA ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE
EFLUENTES DE UM ABATEDOURO AVÍCOLA
TRABALHO DE CONCLUSÃO DE CURSO
Patrícia Grassi
Frederico Westphalen, RS, Brasil
2014
AVALIAÇÃO DA REMOÇÃO DE NITROGÊNIO E FÓSFORO DA
ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE EFLUENTES EM UM
ABATEDOURO AVÍCOLA
por
Patrícia Grassi
Trabalho de conclusão de curso apresentado ao Curso de Engenharia Ambiental
da Universidade Federal de Santa Maria (UFSM,RS), como requisito parcial
para obtenção do grau de Engenheira Ambiental.
Orientador: Dr. Raphael Corrêa Medeiros.
Coorientador: Dr. Bruno Segalla Pizzolatti.
Frederico Westphalen, RS, Brasil
2014
AGRADECIMENTOS
Primeiramente, a Deus!
À minha família, pelo apoio e confiança, principalmente aos meus pais Cleusa e Moisés que
sempre foram a minha base. A vocês, a minha eterna gratidão!
Ao meu orientador e amigo, professor Raphael Corrêa Medeiros. Por todo conhecimento,
apoio, amizade e pelo auxílio nas coletas das amostras, exemplo de honestidade e dedicação.
Ao meu coorientador, professor Bruno Segalla Pizzolatti que não mediu esforços para me
auxiliar na realização desse trabalho.
Ao químico industrial da empresa Soft Sul, Marco Benatti, por todo conhecimento,
informações e principalmente pela paciência.
Ao abatedouro pela disponibilidade do efluente para a realização das análises e por toda
ajuda.
Agradecimento especial as minhas colegas de curso, Caroline Peyrot e Natiele Torchetto, e a
técnica Fernanda Volpatto, pela colaboração fundamental na realização das análises no
laboratório, pela disponibilidade e amizade.
A banca do projeto, professora Aline Ferrão Custódio Passini e professora Juliana Scapin por
toda contribuição e também pela amizade.
Ao professor Alexandre Couto Rodrigues, paraninfo da turma, um grande professor e também
amigo.
Aos meus amados amigos Ademir Gerhardt, Fernanda Caroline Drumm, Patrícia Chagas e
Sarah Walhbrink pelos conselhos e parceria.
Enfim, a todos que estiveram presentes direta ou indiretamente nesta fase da minha vida e que
contribuíram para a realização deste trabalho, o meu:
MUITO OBRIGADA!
"Profissional de sucesso é aquele que soma dois pontos de esforço, três pontos de talento e
cinco pontos de caráter”.
Roland Barthes
RESUMO
Trabalho de Conclusão de Curso
Graduação em Engenharia Ambiental
Universidade Federal de Santa Maria
AVALIAÇÃO DA REMOÇÃO DE NITROGÊNIO E FÓSFORO DA ESTAÇÃO DE
TRATAMENTO DE EFLUENTES EM UM ABATEDOURO AVÍCOLA
AUTORA: PATRÍCIA GRASSI
ORIENTADOR: DR. RAPHAEL CORRÊA MEDEIROS
COORIENTADOR: DR. BRUNO SEGALLA PIZZOLATTI
Local e data da defesa: Frederico Westphalen, 14 de janeiro de 2014.
No abatedouro em estudo, são abatidos nove mil frangos por abate (três abates por
semana), com uma geração máxima de aproximadamente 153 mil litros de efluentes em dias
de abate. Nesse trabalho objetivou- se avaliar a eficiência na remoção de nitrogênio e fósforo
em um sistema implantado para o tratamento dos efluentes líquidos provenientes de um
abatedouro avícola localizado no município de Frederico Westphalen-RS. Para isso, foram
analisadas amostras de efluente equalizado, após a unidade de flotação e nas saídas de duas
lagoas de estabilização em série, sendo que a última continha aguapés. A ETE apresenta-se
com eficiência de DBO e fósforo compatível à qualidade final do efluente necessária para
cumprir a legislação do CONSEMA 128/2006, com valores médios de 128 mg/l de DBO e
1,22 mg/l de fósforo. Em relação à turbidez a ETE obteve eficiência de remoção de 65 %. No
entanto, não apresenta eficiência suficiente em relação à remoção de Nitrogênio Total
Kjeldahl, com valores médios de 207,2 mg/l. Possivelmente a ETE em estudo possui alguns
problemas como o mau manejo dos água pés e a presença de zonas mortas nas lagoas de
tratamento ocasionando um significativo aumento das concentrações dos parâmetros:
nitrogênio Kjeldahl, nitrito, nitrato e fósforo total nas lagoas. Sugere-se uma colheita
periódica dessas plantas e cercá-las deixando-as em uma das extremidades da lagoa, além da
implantação de chicanas para que o sistema de tratamento mostre tendência ao fluxo em
pistão ou aumento das entradas e saídas do efluente e de aeradores nas duas lagoas.
Palavras chaves: Efluentes avícolas, ETE, nitrogênio e fósforo, aguapés e zonas mortas.
ABSTRAT
Completion of course work
Degree in Environmental Engineering
Federal University of Santa Maria
EVALUATION OF NITROGEN AND PHOSPHORUS REMOVAL OF
WASTEWATER TREATMENT STATION IN A POULTRY SLAUGHTERHOUSE
AUTHOR: Patrícia Grassi
MASTERMIND: DR. RAPHAEL CORRÊA MEDEIROS
CO-MASTERMIN: DR. BRUNO SEGALLA PIZZOLATTI. Place and date of defense: January 14, 2014.
A chicken slaughterhouse was study where nine thousand chickens are slaughted per
slaughter, with a peak generation of approximately 153,000 liters of effluent on days of
slaughter . This work aimed to evaluate the removal efficiency of nitrogen and phosphorus in
an implanted for the treatment of wastewater from a poultry slaughterhouse in the city of
Frederico Westphalen - RS. Samples from the equalized effluent, after the flotation unit and
the outputs of two stabilization ponds in series were analyzed with the latter containing
macrophytes. The ETE presented efficiency of BOD and phosphorus compatible with the
final effluent quality required to comply with legislation CONSEMA 128/2006, with average
values of 128 mg.L-1
of BOD and 1.22 mg.L-1
of phosphorus. Regarding, the turbidity
removal efficiency obtained was 65%. However, not enough efficiency features regarding the
removal of Total Kjeldahl Nitrogen, with mean values of 207.2 mg.L-1
. Possibly the ETE
study has some problems such as mismanagement feet water and the presence of dead zones
in the ponds of treatment resulted in a significant increase in the concentrations of parameters
: Kjeldahl nitrogen , nitrite , nitrate and total phosphorus in lakes . Periodically we suggest a
harvest these plants and surround them leaving them at one end of the pond , in addition to
implementation of baffles so that the treatment system show a tendency to plug flow or
increased inputs and outputs of the effluent and aerators in the two ponds.
Key words: poultry Effluent , STP , nitrogen and phosphorus , water - feet and dead zones.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1: Consumo de carnes no Brasil. ............................................................................... 17
Figura 2: Fluxograma das etapas do processo produtivo e geração de efluentes do abatedouro
em estudo. ............................................................................................................................ 20
Figura 3: Formas do nitrogênio em processos biológicos de tratamento de efluentes. ........... 25
Figura 4: Etapas do processo de desnitrificação. ................................................................... 28
Figura 5: Mecanismos de remoção biológica de fósforo ....................................................... 32
Figura 6: Processo de remoção biológica de nitrogênio em lagoas de estabilização .............. 42
Figura 7: Fluxograma da sequencia do trabalho. ................................................................... 46
Figura 8: Localização geográfica do município de Frederico Westphalen, RS. ..................... 47
Figura 9: Grades de retenção de penas das aves. ................................................................... 48
Figura 10: Unidade de separação das vísceras. ..................................................................... 49
Figura 11: Fluxograma das unidades da ETAR do abatedouro avícola. ................................. 49
Figura 12: Layout das unidades da ETE do abatedouro avícola e pontos de coleta. ............... 50
Figura 13: Frascos de vidro utilizados na coleta das amostras de efluente de abatedouro
avícola. ................................................................................................................................ 51
Figura 14: Temperatura das amostras nas datas de coleta. .................................................... 56
Figura 15: Resultados do pH das amostras de efluente. ........................................................ 57
Figura 16: Valores médios de turbidez do efluente ao longo da ETE. ................................... 58
Figura 17: Valores médios da concentração de DBO do efluente ao longo da ETE. .............. 59
Figura 18: Eficiência individual média de cada processo de tratamento na remoção de DBO
........................................................................................................................................... .60
Figura 19: Perfil da concentração de Amônia, Nitrito e Nitrato no efluente ao longo da ETE.
............................................................................................................................................ 61
Figura 20: Concentração média de Nitrogênio Total Kjeldahl do efluente ao longo da ETE...
............................................................................................................................................ 62
Figura 21: Eficiência média de cada processo de tratamento na remoção de Nitrogênio Total
Kjeldahl do efluente de abatedouro avícola. ......................................................................... 63
Figura 22: Concentração média de fósforo do efluente ao longo da ETE. ............................. 64
Figura 23: Eficiência individual média de cada processo de tratamento na remoção de fósforo
............................................................................................................................................ 65
LISTA DE TABELAS
Tabela 1: Características de efluentes brutos de abatedouro avícola. ..................................... 21
Tabela 2: Formas predominantes do nitrogênio. ................................................................... 24
Tabela 3: Distribuição entre as formas de amônia segundo o pH da amostra. ........................ 26
Figura 4: Etapas do processo de desnitrificação. ................................................................... 28
Tabela 4: Concentração dos principais compostos orgânicos capazes de inibir a nitrificação. 31
Tabela 5: Níveis de tratamento de efluentes.......................................................................... 37
Tabela 6: Sistemas biológicos de tratamento de efluentes de abatedouro avícola e suas funções
específicas. .......................................................................................................................... 38
Tabela 7: Características da eficiência dos principais sistemas de lagoas. ............................. 41
Tabela 8: Faixas usuais de operação dos aeradores de alta rotação........................................ 44
Figura 8: Grades de retenção de penas das aves. ................................................................... 48
Tabela 9: Metodologias utilizadas na determinação dos parâmetros analisados..................... 51
Tabela 10: Resultados das análises físicas e químicas do efluente bruto. .............................. 53
Tabela 11: Resultados físico-químicos das análises do efluente da unidade de flotação. ....... 54
Tabela 12: Resultados físico-químicos das análises do efluente da lagoa 1. ......................... 54
Tabela 13: Resultados físico-químicos das análises do efluente da lagoa 2. ......................... 55
Tabela 14: Tempo de detenção das lagoas (em horas)........................................................... 66
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
AGV- Ácidos graxos voláteis
ANOVA- Analysis of Variance.
ATP- Trifosfato de adenosina
DBO- Demanda bioquímica de oxigênio
ETE- Estação de tratamento de efluentes
NADPH2- Nicotinamida-adenina-dinucleotídeo
NO2--N - Nitrito
NO3--N -Nitrato
NH3- -N-Amônia
NH4-N – Íon Amônio.
OAF - Organismos acumuladores de fosfato
PO43-
-P - Ortofosfatos.
PHA- Poliihidroxialcalonatos
PHB- Polihidroxibutirato
RBFE - Remoção biológica de fósforo em excesso
LISTA DE APÊNDICES E ANEXOS
Apêndice A- Processo produtivo do abatedouro em estudo .................................................. 75
Anexo A- Padrões de lançamento de efluentes - CONSEMA 128. ....................................... 77
Anexo B – Procedimento utilizado para a determinação de DBO5,20 ..................................... 78
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ........................................................................................... 14
2. OBJETIVO ................................................................................................. 16
2.1 Objetivo geral ................................................................................................................ 16
2.2 Objetivos específicos...................................................................................................... 16
3 REVISÃO DE LITERATURA .................................................................. 17
3.1 Avicultura no Brasil ....................................................................................................... 17
3.2 Processo produtivo avícola ............................................................................................. 18
3.3 Geração de efluentes por abatedouros avícolas ............................................................... 19
3.4 Caracterização dos efluentes avícolas ............................................................................. 21
3.5 Nitrogênio e fósforo nas águas residuárias ...................................................................... 22
3.5.1 Processos de remoção de nitrogênio e fósforo .............................................................. 23
3.5.2 Remoção biológica do nitrogênio ................................................................................ 23
3.5.2.1. Amonificação .......................................................................................................... 25
3.5.2.2 Nitrificação .............................................................................................................. 27
2.5.2.3 Desnitrificação ......................................................................................................... 28
3.5.2.4 Fatores que exercem influência na remoção biológica de nitrogênio ......................... 29
3.5.2.4.1 Temperatura .......................................................................................................... 29
3.5.2.4.2 pH ......................................................................................................................... 30
3.5.2.4.3 Oxigênio Dissolvido .............................................................................................. 30
3.5.2.4.4 Substâncias inibidoras ........................................................................................... 31
3.5. 3 O fósforo nas águas residuárias .................................................................................. 32
3.5. 3.1 Remoção biológica do fósforo ................................................................................. 32
3.5.3.2 Fatores que influenciam na remoção de fósforo ........................................................ 34
3.5.3.2.1 Temperatura .......................................................................................................... 34
3.5.3.2.2 pH ......................................................................................................................... 34
3.5.3.2.3 Oxigênio Dissolvido .............................................................................................. 35
3.5.3.2.4 Nitrato ................................................................................................................... 35
3.6 Legislação ambiental ...................................................................................................... 35
3.7 Grau de tratamento de efluentes ..................................................................................... 36
3.8 Tratamento de Efluente de Abatedouro de Aves ............................................................. 37
3.8.1 Tratamento primário .................................................................................................... 38
3.8.1.1 Equalização .............................................................................................................. 39
3.8.1.2 Coagulação/Floculação ............................................................................................. 39
3.8.1.3 Flotação.................................................................................................................... 40
3.8.2 Tratamento secundário ................................................................................................ 40
3.8.2.1 Lagoas de estabilização ............................................................................................ 40
3.8.2.1.1 Lagoas facultativas: descrição do processo ............................................................ 42
3.8.2.1. 2 Lagoas aeradas ..................................................................................................... 43
3.8.2.1.3 Lagoas com aguapés .............................................................................................. 44
4 MATERIAL E MÉTODOS ........................................................................ 46
4.1 Descrição do local de estudo .......................................................................................... 46
4.2 Estação de tratamento de efluentes do abatedouro em estudo. ......................................... 48
4.3 Pontos de coleta ............................................................................................................. 49
4.4 Análises Físicas e Químicas ........................................................................................... 51
4.5 Análise dos Dados .......................................................................................................... 52
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO ................................................................. 53
5.1 Temperatura ................................................................................................................... 55
5.2 pH .................................................................................................................................. 57
5.3 Turbidez ......................................................................................................................... 58
5.4 DBO .............................................................................................................................. 58
5.5 Amônia NH3, Nitrito (NO2-) e Nitrato (NO3
-). ................................................................. 60
5.6 Nitrogênio Kjeldahl ........................................................................................................ 61
5.7 Fósforo........................................................................................................................... 63
5.8 Dimensionamento das lagoas ......................................................................................... 65
6CONCLUSÃO .............................................................................................. 67
7 SUGESTÕES ............................................................................................... 68
8 REFERÊNCIAS .......................................................................................... 69
14
1 INTRODUÇÃO
À medida que a população, atividade industrial e agricultura irrigada expandem-
se, a demanda pela água cresce mundialmente. Apesar de ocuparem a segunda posição
no consumo total de água, perdendo somente pela agricultura, os processos industriais
são um dos principais responsáveis pela poluição das águas ao lançarem seus efluentes
sem tratamento adequado, causando assim degradação aos corpos receptores (FRICK,
2011).
Após altos investimentos movidos pela crescente demanda pela carne, o setor
produtivo avícola nacional sofreu uma acelerada expansão, consequentemente um
aumento do volume de efluente. A água é o principal insumo natural utilizado em
abatedouros avícolas, que ao final do processo gera água residuária, caracterizada por
alto teor de matéria orgânica, sólidos, óleos e graxas, altas concentrações de nutrientes,
principalmente, nitrogênio e fósforo, representando desta maneira um material de
grande carga poluente, necessitando de um tratamento eficaz (SUNADA, 2011).
O consumo de água é proporcional à capacidade de abate. Segundo a
PORTARIA N° 210 DE 10 DE NOVEMBRO DE 1998, que trata da padronização dos
métodos de elaboração de produtos de origem animal em relação às instalações,
equipamentos, higiene do ambiente, esquema de trabalho do serviço de inspeção
federal, para o abate e a industrialização de aves, incluindo todas as etapas do processo
produtivo, o consumo médio de água em abatedouros poderá ser calculado tomando-se
como base o volume de 30 (trinta) litros por ave abatida. Atualmente esse volume tende
a ser reduzido, e pode ser estimado em cerca de 20 (vinte) litros em média. No
abatedouro em estudo, são abatidos nove mil frangos por abate (três abates por semana),
com uma geração máxima de aproximadamente 153 mil litros de efluentes em dias de
abate.
Para minimizar o impacto dos efluentes lançados nos corpos receptores, as
empresas estão diante de uma política ambiental fiscalizadora cada vez mais rígida.
Com isso elas têm sido obrigadas a ajustar seus processos produtivos, através da adoção
de procedimentos que visam a menor geração de resíduos, e também de possuírem
técnicas de tratamento eficazes na remoção dos poluentes contidos nos efluentes
15
gerados (VACLAVIK, 2010). Mas devido a fatores limitantes como o custo de capital,
orçamento operacional e espaço físico, o não atendimento de todos ou de alguns dos
parâmetros exigidos pela legislação ainda é realidade presenciada em diversas
empresas, principalmente naquelas de médio e pequeno porte (SCHOENHALS, 2006).
Os sistemas de tratamento tradicionais para os efluentes, que combinam
tratamento físico (ou físico-químico) com tratamento biológico, permite a remoção da
matéria orgânica e de outros compostos eutrofizantes presentes nos efluentes, como o
nitrogênio e fósforo. Permitindo assim, atender aos padrões de lançamento exigidos pela
legislação e minimizando os seus impactos ambientais (BETINELE, 2011).
A remoção de nitrogênio e fósforo nos efluentes avícolas é necessária, já que o
acúmulo desses macronutrientes, limitantes para o crescimento de plantas aquáticas, nos
ambientes aquáticos são os principais responsáveis pelo fenômeno de eutrofização
(JORDÃO; PESSOA, 2011). Este fenômeno pode causar danos aos corpos receptores,
dentre eles: condições anaeróbias no corpo d’água; eventuais mortandade de peixes
devido ao consumo de oxigênio dissolvido por bactérias aeróbias; maior dificuldade e
elevação nos custos de tratamento da água para abastecimento público ou industrial
devido a problemas de corrosão e crescimento biológico; toxicidade das algas,
problemas estéticos e recreacionais, dentre outros (MOTA; SPERLING, 2009).
No caso do abatedouro em estudo o efluente é lançado no solo, mas devido ás
intempéries do tempo, como as chuvas, esse pode chegar aos corpos hídricos. Dentre
tantos danos que os mesmos podem causar no ambiente aquático como já citado
anteriormente, está à importância desse trabalho, que foi desenvolvido na estação de
tratamento de efluente de um abatedouro avícola da cidade de Frederico Westphalen/RS
e teve como objetivo principal monitorar a concentração de nitrogênio e fósforo para
verificar a eficiência de remoção quanto a esses dois parâmetros em cada etapa de
tratamento que o efluente passa pela estação.
Para a realização desse trabalho, primeiramente, foi conhecido o processo
produtivo e a geração de efluentes, juntamente com a Estação de Tratamento (ETE) e
seu funcionamento e a eficiência no tratamento. Coletaram-se amostras para a
caracterização físico-química, avaliando a eficiência da ETE a fim de se fazer um
diagnóstico do processo de tratamento e casuais problemas nela encontrados.
16
2. OBJETIVO
2.1 Objetivo geral
Avaliar a eficiência na remoção de nitrogênio e fósforo em um sistema de
tratamento dos efluentes líquidos provenientes de um abatedouro avícola localizado no
município de Frederico Westphalen-RS.
2.2 Objetivos específicos
Como objetivos específicos, propôs-se:
Monitorar os parâmetros físico-químicos: série de nitrogênio e fósforo,
temperatura, pH, turbidez e DBO nos processos de tratamento da ETE;
Avaliar se as questões climáticas interferem na eficiência de remoção dos
nutrientes analisados;
Diagnosticar problemas e propor soluções na ETE.
17
3 REVISÃO DE LITERATURA
3.1 Avicultura no Brasil
O constante crescimento demográfico no Brasil e no mundo têm ocasionado o
aumento da demanda de produtos alimentares, dentre eles, carne e seus derivados
(GOMES, 2010). Consequentemente, este crescimento contribui também para o
aumento do número de frigoríficos, matadouros, abatedouros, entre outros (BETINELE,
2011).
Na figura 1 podem ser observados os percentuais correspondentes ao consumo
de carne no mercado nacional.
Figura 1: Consumo de carnes no Brasil.
Fonte: GOMES (2010 apud ADAPTADO DE IBGE 2007).
18
Devido a sua extensão territorial e capacidade produtora de grãos, o Brasil
possui rebanhos de bovinos, suínos e aves com importante relevância mundial. Neste
cenário, a avicultura de corte brasileira é reconhecida como uma das mais desenvolvidas
do mundo, com altos índices de produtividade, devido a amplas pesquisas na área nos
últimos anos (SUNADA, 2011).
Segundo a UBABEF - (União Brasileira de Avicultura), o Brasil é um dos
maiores produtores e exportadores de carne de frango de corte do mundo. O país já
ocupa o terceiro lugar de produtor mundial de frango, perdendo apenas para a China e
Estados Unidos. Nas exportações, desde 2004, ocupa a posição de maior exportador
mundial de carne de frango carne; e em 2011 chegou a marca de 3,9 milhões de
toneladas.
Como consequência deste acelerado desenvolvimento do setor avícola, houve
uma maior produção de efluentes providos do processamento da carne de frangos. Esses
efluentes representam sérios problemas ambientais devido à alta degradação dos corpos
receptores quando dispostos de modo inadequado: elevada concentração de matéria
orgânica e de microrganismos patogênicos (GOMES, 2010).
3.2 Processo produtivo avícola
Segundo SCARASSATI et al. (2003), as etapas de abate de aves são as
seguintes:
Chegada dos caminhões: As aves chegam em caminhões e são
descarregadas no local de abate.
Atordoamento: As aves são presas pelos pés a um transportador aéreo e o
atordoamento é feito pela aplicação de um choque elétrico na região da
cabeça. No caso do abatedouro em estudo, o atordoamento é aplicado nos
pés das aves.
Sangria: Realizada através do seccionamento da veia jugular, com coleta
do sangue para reaproveitamento. No abatedouro em estudo, o sangue é
destinado para uma fábrica de ração. Depois as aves são encaminhadas
para um túnel de sangria.
19
Escaldagem: A fim de, remover impurezas, sangue e facilitar a
depenagem, as aves são imersas em um tanque contendo água quente.
Depenagem: A retirada das penas é realizada por ação mecânica em
máquinas próprias, acompanhada de lavagem através de chuveiros, o que
gera parte dos efluentes.
Escaldagem dos pés: As aves são transferidas para outro transportador,
onde são penduradas pela cabeça, e passam por processo de escaldagem
dos pés e retirada mecânica das cutículas.
Evisceração: É realizada a remoção das vísceras comestíveis (fígado,
coração e moela), intestinos e pulmões (extraídos a vácuo), com posterior
lavagem das carcaças.
Pré-resfriamento: As carcaças passam por tanque contendo água gelada,
onde permanecem cerca de 30 minutos e chegam atingir a temperatura de
0 a 5 °C. Nessa etapa também se pode visualizar geração de efluentes.
Depois de resfriada, a carne é embalada.
Figuras para ilustração de cada uma das etapas relatadas anteriormente
podem ser visualizadas no Apêndice A.
3.3 Geração de efluentes por abatedouros avícolas
O consumo de água é proporcional à capacidade de abate. Paralelo ao alto
consumo de água nos abatedouros avícolas está a produção de um grande volume de
efluentes - 80 a 95% da água consumida é descarregada como efluente líquido
(CETESB apud UNEP; DEPA; COWI, 2000).
Segundo OLIVEIRA (2011), como pode ser observado na figura 2, os principais
pontos de geração de efluentes no abate e processamento das aves são: a sangria, que
contribui principalmente com sangue; a escaldagem, que colabora com penas, sangue e
gordura; a evisceração, onde se podem encontrar vísceras, sangue, gordura e pequenos
pedaços de carne; e o resfriamento e classificação das carcaças, onde estão presentes
sangue, gordura e pequenos fragmentos de carne. Deve-se considerar também a água
20
gasta na limpeza do abatedouro e lavagem dos equipamentos, pois esta é incorporada ao
efluente gerado durante o abate e também é destinada a estação de tratamento.
Figura 2: Fluxograma das etapas do processo produtivo e geração de efluentes do
abatedouro em estudo.
Fonte: Adaptado de SCHOENHALS (2006 apud HÜBNER, 2001).
21
3.4 Caracterização dos efluentes avícolas
As características físicas, químicas e biológicas de um efluente líquido industrial
variam de acordo com o tipo de indústria, o período de operação, a matéria prima
utilizada, a reutilização de água, entre outros fatores (FRICK, 2011). No que se refere
aos abatedouros avícolas, as águas residuárias contêm principalmente sangue, gordura e
penas, além de restos de tecidos de aves e conteúdo de vísceras (SHOENHALS, 2006).
Segundo FRICK (2011), os principais parâmetros de caracterização de efluentes
são: temperatura, cor aparente, pH, teor de metais, fósforo total, nitrogênio, DQO
(demanda química de oxigênio), DBO (demanda bioquímica de oxigênio), sólidos
sedimentáveis, sólidos suspensos, óleos e graxas.
As águas residuárias brutas de matadouros apresentam características conforme
a tabela 1.
Tabela 1: Características de efluentes brutos de abatedouro avícola.
Fonte: Adaptado de SUNADA (2009 apud JOHNS, 1995); MARIA (2008 apud IDE et. al 1997).
Parâmetro Concentração Média Intervalo de concentrações
DBO5 (mg.L-1
) 1384 710 a 4.633
DQO (mg.L-1
) 4086,6 1.400 a 11.118
Fósforo Total 10,6 13 a 120
Nitrogênio Total Kjedhal
(mg.L-1
)
117,6 110 a 700
Nitrogênio Amoniacal
(mg.L-1
)
45,2 3 a 300
Óleos e Graxas Totais 593,4 50 a 897
Sólidos sedimentáveis 11,4
Sólidos suspensos 984
pH 6,09
22
Com base nas características físicas e químicas do efluente de abatedouro
avícola verifica-se a necessidade de sistemas de tratamento que possam diminuir a alta
carga orgânica e de nutrientes (SUNADA, 2009).
3.5 Nitrogênio e fósforo nas águas residuárias
O nitrogênio e o fósforo são de fundamental importância ambiental em virtude
de serem indispensáveis ao crescimento dos seres vivos. Mas o acúmulo desses
macronutrientes nos ambientes aquáticos pode levar ao quadro de eutrofização, com
consequências de deterioração à qualidade das águas (TAVARES, 2004). Este
fenômeno pode causar danos aos corpos hídricos, dentre eles:
Problemas estéticos e recreacionais;
Condições anaeróbias no fundo ou no corpo d’água;
Eventuais mortandades de peixes devido ao consumo de oxigênio
dissolvido por organismos aeróbios que atuam na degradação da matéria
orgânica;
Maior dificuldade e elevação nos custos de tratamento da água para
abastecimento público ou industrial devido a problemas de corrosão e
crescimento biológico;
Toxicidade.
Além disso, a amônia pode causar problemas de toxicidade aos peixes e implicar
em consumo de oxigênio dissolvido. Em termos de águas subterrâneas o nitrato, pode
contaminar águas utilizadas para abastecimento, podendo causar problemas de saúde
pública, como por exemplo, uma doença denominada metemoglobinemia, mais
conhecida como a síndrome do bebê azul (MOTA; VON SPERLING, 2009).
23
3.5.1 Processos de remoção de nitrogênio e fósforo
O nitrogênio e o fósforo são de difícil remoção dos efluentes em sistemas
convencionais de tratamento biológico de efluentes o que dificulta o atendimento às
exigências do Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA). Esse problema pode
ser agravado caso a diluição do efluente no corpo receptor seja baixa (MOTA; VON
SPERLING, 2009).
Os processos utilizados para remoção de nitrogênio em águas residuárias podem
ser divididos em quatro categorias principais: tratamento convencional (contemplando
tratamento primário e secundário), processos químicos, processos físicos e disposição
de águas residuárias no solo (ASSUNÇÃO, 2009 apud METCALF e EDDY, 1991).
Já para a remoção de fósforo de efluentes, podem ser realizados em três tipos de
tratamento principais: físicos, biológicos ou químicos, ou também associados em físico-
químicos (coagulação e floculação). Devido a dificuldades operacionais, os processos
físicos são geralmente caros e algumas vezes pouco eficientes na remoção de fósforo.
Os processos baseados no tratamento químico de efluentes, com aplicação de sais de
Ca, Fe, e Al são seguros e já bem estabelecidos (SANTOS 2011 apud CLARK;
STEPHENSON; PEARCE, 1997).
3.5.2 Remoção biológica do nitrogênio
Conforme SPERLING (2002), a origem natural de nitrogênio se dá devido à
presença como constituinte de proteínas, clorofila e vários outros compostos biológicos.
Já a sua origem antropogênica se dá através de despejos de esgotos domésticos,
despejos industriais, excrementos de animais e fertilizantes.
Segundo TEIXEIRA (2006), o nitrogênio, apresenta várias formas e estados de
oxidação dentro do ciclo biogeoquímico, No meio aquático, o nitrogênio pode ser
encontrado nas seguintes formas químicas: nitrogênio molecular (N2) em equilíbrio
entre a água e a atmosfera; nitrogênio orgânico dissolvido e em suspensão; nitrito (NO2-
) , nitrato (NO3 -) e nitrogênio amoniacal (NH3 e NH4
+ ).
24
Na tabela 2 podem ser verificadas as formas encontradas de nitrogênio.
Tabela 2: Formas predominantes do nitrogênio.
Forma Fórmula Estado de oxidação
Nitrogênio molecular N2 0
Nitrogênio orgânico Variável Variável
Amônia livre NH3 -3
Íon amônio NH4+
-3
Íon nitrito NO2-
+3
Íon nitrato NO3- +5
Fonte: MOTA; VON SPERLING (2009)
De acordo TAVARES (2006), com as condições ambientais, o nitrogênio pode
ser removido ou transportado no ambiente aquático em diversas espécies com diferentes
níveis de oxidação. As transformações dos compostos nitrogenados podem ser
realizadas por organismos aeróbios, anaeróbios, anóxicos e através de diversos
mecanismos, sendo que os principais, do ponto de vista de tratamento de esgoto, são:
amonificação, a síntese (ou assimilação), a nitrificação, e a desnitrificação (figura 3).
25
Figura 3: Formas do nitrogênio em processos biológicos de tratamento de efluentes.
Fonte: Adaptado PICKBRENNER (2002 apud SEDLAK, 1991).
3.5.2.1. Amonificação
Segundo DALLAGO, 2009 apud VAN HAANDEL; MARAIS, 1999, nas águas
residuárias, o nitrogênio orgânico é produzido por meio da hidrólise química de
proteínas, ácidos nucléicos, aminas e peptídeos, como também pela oxidação dos
próprios micro-organismos (endogenia). Sua transformação biológica leva à formação
de nitrogênio amoniacal, processo conhecido como amonificação.
A amonificação ocorre por meio de diferentes reações de desaminação (por
exemplo, hidrolítica, oxidativa, redutiva e dessaturativa), que em termos gerais podem
ser esquematizadas pela equação 1 (ASSUNÇÃO, 2009, apud NELSON e COX, 2000).
26
(1)
R-NH2+ H2O NH3+ R-OH + energia
O nitrogênio amoniacal existe em duas formas: em solução aquosa como íon
amônio (NH4+), ou gás amônia não ionizada (NH3). Por convenção, diversos autores
têm concordado em denominar o NH4+ de amônia ionizada e o NH3 de amônia não
ionizada. O somatório das duas formas pode ser denominado simplesmente de
nitrogênio amoniacal (TEIXEIRA, 2006). Segundo VON SPERLING (2002), o
equilíbrio entre íons amônio e amônia dissolvida é expresso pela Equação 2:
(2)
NH3 + H+ NH4
+
Amônia livre Amônia ionizada
A proporção dessas duas substâncias dependem do pH, da temperatura e da
salinidade do ambiente (TEIXEIRA, 2006).
De acordo com VON SPERLING (2002) a distribuição relativa assume a
seguinte forma em função dos valores de pH (tabela 3):
Tabela 3: Distribuição entre as formas de amônia segundo o pH da amostra.
pH Formas de amônia
pH < 8 Praticamente toda amônia na forma de NH4
pH=9,5 Aproximadamente 50 % NH3 e 50% NH4
pH >11 Praticamente toda amônia na forma de NH3
Fonte: VON SPERLING (2002).
Hidrólise
enzimática
27
3.5.2.2 Nitrificação
Na nitrificação, sob condições aeróbias acontece à oxidação do N-
amoniacal (amônio+amônia) a nitrito NO2-
e, sequencialmente, a nitrato NO3-
(JORDÃO; PESSOA, 2011).
Os micro-organismos responsáveis pela nitrificação são autotróficos
quimiossintetizantes (ou quimioautotróficos), os quais utilizam o gás carbônico como
forma de energia. Esta energia é obtida através da oxidação de um substrato inorgânico,
como a amônia, a formas mineralizadas (VON SPERLING, 2002).
Os dois grupos de bactérias envolvidos no processo são as Nitrosomonas e as
Nitrobacter e cada gênero se diferenciam pela forma de oxidar formas específicas de
nitrogênio. As bactérias do gênero Nitrosomonas oxidam amônia a nitrito e as do
gênero Nitrobacter oxidam nitrito a nitrato (SANTIAGO et.all, 1997).
O crescimento das Nitrosomonas é limitado pela concentração de amônio,
enquanto que o crescimento das Nitrobacter é limitado pela concentração de nitrito no
meio. A taxa de crescimento de ambos, principalmente as do gênero Nitrosomonas, é
bem lenta (VON SPERLING, 2002). Sendo assim, o rendimento energético das reações
de oxidação é baixo e para que haja a oxidação do nitrogênio amoniacal a nitrato é
necessário que o tempo de retenção celular seja suficiente para permitir o
desenvolvimento dos micro-organismos e garantir a permanência da biomassa
nitrificante no reator (TEIXEIRAS, 2006).
As reações bioquímicas de oxidação da amônia em nitrito e nitrato estão
descritas nas equações 3 e 4 por VON SPERLING (2002):
(3)
2 NH4+ - N + 3 O2 2 NO2
- - N + 4 H
4 + 2H2O + Energia
(4)
2 NH2- - N + O2 2 NO3
-- N + Energia
Nitrossomonas
Nitrobacter
28
A reação total da oxidação do íon amônio é obtida pela soma das equações 3 e 4,
gerando a equação 5:
(5)
NH4+ - N + 2O2 NO3
-- N + 2 H
+ H2O + Energia
2.5.2.3 Desnitrificação
Segundo (DALLAGO 2009, apud MADIGAN MARTINKO PARKER, 2004),
dois tipos de reação caracterizam este processo: na primeira o nitrato é reduzido a
nitrito; na segunda o nitrito é reduzido a nitrogênio gasoso, como pode se visualizado na
figura 4:
Figura 4: Etapas do processo de desnitrificação.
Fonte: DALLAGO (2009, APUD MADIGAN MARTINKO PARKER (2004).
29
De acordo com VON SPERLING (2002), o processo de desnitrificação acontece
em condições anaeróbias. As bactérias heterotróficas facultativas (ex: Pseudomonas),
devido à ausência do oxigênio dissolvido, passam a utilizar os nitratos como aceptores
de elétrons (NO3 - em substituição ao oxigênio), convertendo-os a N2, que escapa para a
atmosfera, completando assim seu ciclo. A transformação de nitrato a nitrogênio
orgânico é realizada conforme a equação 6:
(6)
2 NO3—
N + 2 H+ N2 + 2,5 O2+ H2O
As bactérias presentes no processo de desnitrificação são denominadas
heteretróficas. A fonte de carbono desses organismos é a matéria orgânica carbonácea.
Os principais gêneros de bactérias heterótrofas responsáveis pela desnitrificação, são:
Achromobacter, Acinetobacter, Agrobacterium, Alcaligenes, Arthrobacter, Bacillus,
Chromobacterium, Corynebacterium, Flavobacterium, Hypomicrobium, Moraxella,
Neisseria, Paracoccus, Propioniacterium, Pseudomonas, Rhizobium,
Rhodopseudomonas, Spirillum e Vibrio, sendo Pseudomonas as mais comuns
(DALLAGO, 2009 apud METCALF & EDDY, 2003).
3.5.2.4 Fatores que exercem influência na remoção biológica de nitrogênio
Segundo SPERLING (2002), os seguintes fatores ambientais influenciam na
remoção biológica do nitrogênio: temperatura, pH, oxigênio, dissolvido e a presença de
substâncias inibidoras.
3.5.2.4.1 Temperatura
A faixa de temperatura da taxa de crescimento das bactérias envolvidas no
processo de nitrificação é de, aproximadamente, 4 a 45 ºC, sendo que a Nitrosomonas
30
apresentam temperatura ótima próxima a 35 ºC, e a Nitrobacter, a faixa ótima é de 35 a
42 ºC. Já para a desnitrificação, a temperatura ótima está em uma ampla faixa de 0 a 50
oC (SANTIAGO et al., 1997).
3.5.2.4.2 pH
Na nitrificação, os microrganismos desenvolvem-se melhor em condições
levemente alcalinas, com pH na faixa que varia entre 7,4 e 8,6 (SANTIAGO, et al,1997
). Para a desnitrificação, segundo (TEIXEIRA, 2006 apud DINÇER E KARGI, 2000) e
VON SPERLING (2002), o pH ótimo está em uma faixa que varia de 7,0 a 8,0.
3.5.2.4.3 Oxigênio Dissolvido
A faixa de concentração de oxigênio dissolvido necessária para sistemas com
biomassa em suspensão é de 0,5 a 2,5 mg.L-1
. Em contrapartida, em sistemas onde a
biomassa é fixa, em que a transferência de massa e resistência à difusão são fatores que
devem ser levados em consideração, o nível de oxigênio requerido é maior
(SANTIAGO et al.,1997). Inversamente à nitrificação, agora a ausência de oxigênio é,
obviamente, um pré-requisito fundamental para a ocorrência da desnitrificação.
31
3.5.2.4.4 Substâncias inibidoras
Um grande número de compostos orgânicos e inorgânicos são inibidores da
atividade das bactérias nitrificantes, como pode ser visualizado na tabela 4.
(SANTIAGO et al.,1997 ).
Devido à presença de uma maior diversidade das bactérias desnitrificantes
comparadas com as bactérias nitrificantes, o impacto de algum agente inibidor
específico é menor. Mesmo assim, na presença de substâncias tóxicas ou inibidoras, é
bem provável que a desnitrificação seja bastante reduzida (ou anulada) pelo fato de a
nitrificação ter sido inibida, pois o processo de desnitrificação é sequencial à
nitrificação (SPERLING, 2002).
Tabela 4: Concentração dos principais compostos orgânicos capazes de inibir a
nitrificação.
Composto Concentração (mg.L-1
)
Acetona 2000
Sulfeto de carbono 38
Clorofôrmico 18
Etanol 2400
Fenol 5,6
Etilenodiamina 17
Hexaetilenodiamina 85
Anilina <1
Monoetilenoamina (MEA) <200
Fonte: (SANTIAGO et al., 1997).
32
3.5. 3 O fósforo nas águas residuárias
Segundo NUVOLARI (2011), o fósforo é um dos elementos essenciais para a
síntese bacteriana pois é a parte integrante do protoplasma dos micro-organismos. As
formas de ocorrência do fósforo são:
Ortofosfato (PO 4 3-
, HPO4 2 E H3PO4);
Polifosfatos (2 ou mais átomos de oxigênio e/ou átomos de hidrogênio) ou seja,
moléculas complexas;
Fosfatos orgânicos: moléculas complexas como as proteínas.
Na forma inorgânica (polifosfatos e ortofosfatos), o fósforo tem origem
principal nos detergentes e outros produtos químicos domésticos, já na forma orgânica o
mesmo tem origem fisiológica (MOTA; SPERLING, 2009 apud IAWQ, 1995).
3.5. 3.1 Remoção biológica do fósforo
O processo de remoção do fósforo pode ser visualizado na figura 5:
Figura 5: Mecanismos de remoção biológica de fósforo.
Fonte: PICKDRENNER, 2002 apud EPA, 1987.
33
A remoção biológica de fósforo em excesso (RBFE) se dá devido à ação de
micro-organismos conhecidos como organismos acumuladores de fosfato (OAF), os
quais são capazes de armazenar fosfato como polifosfato intracelular. Diferentemente
da maioria dos outros micro-organismos, os OAF sob condições anaeróbias podem
armazenar intracelularmente os ácidos graxos, como polímeros de carbono, como
poliihidroxialcalonatos (PHA) e polihidroxibutirato (PHB) (BRASIL, 2010).
Os OAF necessitam da alternância entre condições entre anaeróbia e aeróbia,
para construir os seus componentes internos de armazenamento de energia, moléculas
orgânicas e polifosfatos (VON SPERLING, 2002).
Os OAF possuem no interior de suas células polifosfato e material orgânico
facilmente biodegradável. Na fase anaeróbia, eles liberam fosfato armazenado como
poli-P como única forma a obter energia para o consumo da matéria orgânica e fontes
de carbono e, assim para a formação e armazenamento de produtos metabólicos
orgânicos, como poliihidroxialcalonatos (PHA) e polihidroxibutirato (PHB). A
utilização do fosfato é feita através da quebra das ligações de ATP para então ocorrer a
absorção de ácidos graxos voláteis (AGV). Como resultado, a concentração de fósforo
solúvel no meio líquido aumenta e a concentração de material carbonáceo diminui no
ambiente anaeróbio. O substrato adsorvido é armazenado no interior das células
bacterianas até que possa ser utilizado nas condições aeróbias (BRASIL, 2010 apud
CHEN et al., 2005).
Em condições aeróbias, o PHB armazenado será oxidado, liberando energia na
forma de NADH2 que será usada para recuperar o fosfato liberado mais um adicional
que está presente no meio e o ATP para o crescimento dos micro-organismos. O fator
mais importante na fase aeróbia é que as bactérias armazenam mais fosfato do que
liberam na fase anaeróbia, utilizam todo o fosfato liberado mais um adicional que está
presente no esgoto bruto (BRASIL, 2010 apud WENTZEL et al., 1986).
Várias espécies são responsáveis pelo processo de remoção em excesso de
fósforo, sendo que as primeiras identificadas são as Acinetobacter. Também gêneros
como Pseudomonas, Aeromonas, Moraxella, entre outras, têm-se mostrado presentes
nos processos biológicos de remoção de fósforo (NÓBREA, 2009).
34
3.5.3.2 Fatores que influenciam na remoção de fósforo
Entretanto alguns fatores podem influenciar na remoção biológica de fósforo
nas ETEs como temperatura, pH, OD e entrada de nitrato na zona anaeróbia (BRASIL,
2010).
3.5.3.2.1 Temperatura
Os OAF são capazes de tolerar uma ampla faixa, que variam 20 a 30°C, no
entanto são incapazes de manter suas atividades na faixa de 30 a 35 ° C (BRASIL, 2010
apud PANSWAD et all , 2003). Isso se deve ao fato de que em temperaturas mais altas
(20°C) ocorre uma maior diversidade de micro-organismos competindo pelo substrato,
reduzindo assim a eficiência do processo de RBFE, enquanto que em temperaturas mais
baixas (5°C) a competição pelo substrato é reduzida, resultando numa população maior
de OAF.
3.5.3.2.2 pH
Com base em dados experimentais, quanto maior o pH do efluente inicial, menor
a eficiência de remoção do fósforo, devendo ser corrigido para pH 6,4 a 7,2 para um
desempenho ideal da RBFE (BRASIL, 2010; apud LIU et all, 2007). Em pH com
valores inferiores a 6,5, há uma redução na taxa de remoção de fósforo e toda a
atividade é perdida em pH próximo a 5,0. (VON SPERLING, 2002).
35
3.5.3.2.3 Oxigênio Dissolvido
A remoção biológica depende da alternância entre condições anaeróbias e
aeróbias (SPERLING, 2002).
De acordo com BRASIL (2010) na zona anaeróbia a entrada de oxigênio não
deve ocorrer, porque os organismos acumuladores de fosfato são aeróbios facultativos,
então podem utilizar todo o oxigênio presente na zona anaeróbia para metabolizar
anaerobicamente os ácidos graxos.
Já na zona aeróbia, não há ainda estudos específicos que expressam o efeito da
concentração de OD sobre a eficiência de fósforo; mas deve haver oxigênio suficiente a
fim de que ocorra a remoção de fósforo (SPERLING, 2002).
3.5.3.2.4 Nitrato
A presença de nitrato na zona anaeróbia reduz a eficiência de remoção de
fósforo. Isso se deve ao fato de que, as bactérias passam a utilizar o nitrato como
aceptor de elétrons, não precisando efetuar a liberação de fosfato para assimilar o
substrato disponível, o que indica que as bactérias que realizam a biodesfosfatação são
as mesmas que realizam a desnitrificação (BRASIL, 2010).
3.6 Legislação ambiental
Os efluentes provenientes de qualquer fonte poluidora só poderão ser lançados
em corpos de água, após o devido tratamento e desde que a qualidade obtida do efluente
final atenda às exigências legais impostas em cada país (NÓBREGA, 2009)
Em relação aos padrões de lançamento, no âmbito federal, há a Resolução
CONAMA nº 357/2005, que dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes
para o seu enquadramento, e também estabelece as condições e padrões de lançamento
36
de efluentes. Então a partir desta resolução, os Estados podem delimitar seus próprios
padrões, desde que sejam, no mínimo, iguais ou mais restritivos à lei federal.
A Resolução No 430, de 13 de maio 2011 do Conselho Nacional do Meio Ambiente
(CONAMA) dispõe sobre condições, parâmetros, padrões e diretrizes para gestão do
lançamento de efluentes em corpos de água receptores, alterando parcialmente e
complementando a Resolução n0 357, de 17 de março de 2005, do Conselho Nacional do
Meio Ambiente (CONAMA).
No estado do Rio Grande do Sul, há a Resolução CONSEMA Nº 128/2006 que
fixa esses padrões de emissão de efluentes líquidos (FRICK, 2011). Pode ser
visualizado no anexo 2 os padrões de lançamento para essas emissões. Na tabela B1
estão as concentrações de SS (Sólidos Suspensos), DBO5,20 (Demanda Bioquímica de
Oxigênio, em 5 dias, à 20 ºC) e DQO (Demanda Química de Oxigênio), e na tabela B2
as concentrações de nitrogênio total e fósforo (anexo A).
O órgão responsável pelo monitoramento dos empreendimentos no estado do
Rio Grande do Sul é a FEPAM (Fundação Estadual do Meio Ambiente), o qual recolhe
amostras de efluentes para verificar o atendimento aos padrões de emissão (FRICK,
2011).
3.7 Grau de tratamento de efluentes
De acordo com Piovesan (2006) o funcionamento de uma Estação de Tratamento
de Águas Residuárias (ETAR) é composta por etapas (operações unitárias), as quais
podem ser denominadas de níveis de tratamento, que objetivam a remoção dos
poluentes.
Cada etapa possui funções específicas no tratamento, como pode ser visualizado
na tabela 5:
37
Tabela 5: Níveis de tratamento de efluentes.
Nível Remoção
Preliminar *Sólidos em suspensão grosseiros (materiais de maiores
dimensões)
Primário *Sólidos em suspensão sedimentáveis
*DBO em suspensão (matéria orgânica componente dos
sólidos em suspensão sedimentáveis)
Secundário *DBO em suspensão (matéria orgânica em suspensão fina,
não removida no tratamento primário)
*DBO solúvel (matéria orgânica na forma de sólidos
dissolvidos)
Terciário *Nutrientes
*Patogênicos
*Componentes não biodegradáveis
*Metais pesados
*Sólidos inorgânicos dissolvidos
*Sólidos em suspensão remanescentes
OBS: A remoção de nutrientes por processos biológicos e patogênicos pode ser considerada como parte
integrante do tratamento secundário dependendo da concepção de tratamento de cada local.
Fonte: FRICK (2011 apud ABEAS, 1996).
3.8 Tratamento de Efluente de Abatedouro de Aves
Os processos largamente utilizados no Brasil para tratamento de efluentes de
abatedouros de frangos são constituídos por lagoas de estabilização. No caso de não
haver espaço disponível para a implantação de lagoas, processos preliminares podem ser
de clarificação físico-química por flotação e tratamento biológico por lodos ativados
(PIOVESAN, 2006).
O tabela 6 mostra os sistemas biológicos mais utilizados para a remoção da
matéria orgânica desses efluentes (PIOVESAN, 2006 apud Mendes et al. 2005).
38
Tabela 6: Sistemas biológicos de tratamento de efluentes de abatedouro avícola e suas
funções específicas.
Tipo de tratamento Função específica
Lagoas de estabilização Fornecimento natural de oxigênio pelo
desenvolvimento de algas em lagoas construídas para
a degradação microbiana de compostos orgânicos
poluentes, e conversão a dióxido de carbono e água.
Lodos ativados, filtros
biológicos, lagoas
aeradas e valos de
oxidação.
Degradação microbiana de compostos orgânicos
poluentes por meio do metabolismo aeróbios,
facilitados pela disponibilidade artificial de oxigênio
em reatores ou em lagoas, e conversão a dióxido de
carbono e água.
Sistemas de nitrificação. Conversão de compostos orgânicos nitrogenados e
amônia a nitratos.
Sistemas de
desnitrificação.
Conversão de nitratos a nitrogênio gasoso
Sistema alternado
anóxico e aeróbio para
remoção de nutrientes.
Remoção de nutrientes, particularmente de fosfatos.
Biodigestão anaeróbia Degradação microbiana de compostos orgânicos a
ácidos orgânicos, alcoóis, hidrogênio, dióxido de
carbono e metano.
Fonte: PIOVESAN (2006 apud Mendes et al. 2005).
3.8.1 Tratamento primário
39
O tratamento primário é constituído principalmente por processos físico-
químicos. Nesta etapa é realizada a equalização e neutralização da carga do efluente a
partir de um tanque de equalização e pode haver a adição de produtos químicos.
Posteriormente, ocorre a separação de partículas líquidas ou sólidas através de processos
de floculação e sedimentação, utilizando floculadores e decantadores (sedimentador)
primário (PIOVESAN 2006).
3.8.1.1 Equalização
Esse tanque possui volume e configuração adequadamente definidos, com vazão
de saída constante e por meio de dispositivo de mistura, o efluente é homogeneizado
minimizando a sedimentação de eventuais sólidos em suspensão. Tem por finalidade
principal eliminar os picos de vazões dos efluentes nas ETEs (FIESP, 2006).
3.8.1.2 Coagulação/Floculação
A coagulação é responsável pela desestabilização das partículas coloidais em um
sistema aquoso, preparando-as para a sua remoção nas etapas subsequentes do processo
de tratamento (GOMES, 2010 APUD FERREIRA 1998). A adição de substâncias
coagulantes, ou seja, produtos químicos que liberam determinados íons, irão reagir com
as partículas coloidais (impurezas), provocando a desestabilização das partículas de
impurezas (GOMES 2010). Na floculação, as partículas coloidais são colocadas umas
em contato com as outras fazendo com que se aglomerem e formem flocos, até tamanho
e massa suficiente para serem removidos pela sedimentação ou flotação (GOMES, 2010
apud FERREIRA 1998).
40
3.8.1.3 Flotação
A flotação é um processo que envolve três fases: líquida, sólida e gasosa. A
introdução de gás no tanque de flotação faz com que as impurezas coaguladas
(partículas suspensas, materiais graxos ou óleos), cuja densidade é menor que a do
líquido, subam á superfície do mesmo, podendo ser coletadas em uma operação de
raspagem superficial (FAGUNDES, 2010 METCALF & EDDY, 1991).
3.8.2 Tratamento secundário
Esta etapa do tratamento ocorre em reatores anaeróbios ou aeróbios e destina-se
à remoção de matéria orgânica biodegradável dissolvida ou coloidal, podendo ser
removidos os nutrientes: nitrogênio e fósforo (PIOVESAN, 2006).
3.8.2.1 Lagoas de estabilização
No Brasil, os sistemas mais adotados como tratamento secundário de efluentes
de agroindústrias são as lagoas de estabilização, as quais podem ser constituídas por
processos biológicos anaeróbios, facultativos e aeróbios (GOMES, 2010).
As lagoas de estabilização são tecnologia consolidada para o tratamento de
efluentes (domésticos, industriais e agrícolas), mas geralmente necessitam de
tratamentos preliminares para reter e remover os sólidos grosseiros, bem como equalizar
41
o afluente. As lagoas podem ser classificadas, de acordo com a atividade metabólica
predominante na degradação da matéria orgânica: anaeróbias, como facultativas ou de
maturação, com variantes segundo a qualidade do efluente necessária ao final do
tratamento, como por exemplo, lagoas com macrófitas, lagoas aeradas, lagoas de alta
taxa de degradação, etc. (TAVARES, 2004 apud BAVARESCO 1998).
A tabela 7 apresenta a eficiência para remoção de variáveis físicas e químicas
dos principais sistemas de lagoas de estabilização tratando efluente doméstico.
Tabela 7: Características da eficiência dos principais sistemas de lagoas.
Eficiência (%) Sistemas de lagoas
Facultativa
Anaeróbia
Facultativa
Aerada
Facultativa
Aerada de mistura
completa-
Decantação
DBO 75-85 75-85 75-85 75-85
DQO 65-80 65-80 65-80 65-80
Sólidos
sedimentáveis
70-80 70-80 70-80 80-97
Amônia <50 <50 <30 <30
Nitrogênio <60 <60 <30 <30
Fósforo <35 <35 <35 <35
Coliformes 90-99 90-99 90-99 90-99
Fonte: SPERLING, 1997.
Segundo Mota e Von Sperling (2009), os principais mecanismos de remoção de
nitrogênio em sistemas de lagoas são: volatilização da amônia; assimilação de amônia e
nitratos pelas algas (com consequente sedimentação do N-orgânico e sua retenção no
lodo); e nitrificação – desnitrificacão, como pode ser observado na figura 6.
42
Figura 6: Processo de remoção biológica de nitrogênio em lagoas de estabilização.
Fonte: MOTA; VON SPERLING (2009).
3.8.2.1.1 Lagoas facultativas: descrição do processo
Segundo VON SPERLING (1997), as lagoas facultativas são compostas por três
zonas: anaeróbia, aeróbia e facultativa.
A oxidação da matéria orgânica na parte superior se dá através da atividade
fotossintética das algas e da ação de bactérias e, no fundo, a matéria orgânica
sedimentada é estabilizada por bactérias anaeróbias e facultativas, liberando gases como
o metano ao meio (FRICK, 2011). É importante saber que, devido ao fato de a matéria
orgânica sedimentar, forma-se uma camada de lodo no fundo dessas lagoas (VON
SPERLING, 1997).
Essas lagoas são assim denominadas, devido à presença de diversos grupos de
bactérias, as quais devem sobreviver e se proliferar tanto na ausência como na presença
de oxigênio. Na ausência de oxigênio livre são utilizados outros receptores de elétrons,
43
como nitratos (condições anóxicas) e sulfatos e CO2 (condições anaeróbias) (VON
SPERLING, 1997).
3.8.2.1. 2 Lagoas aeradas
As lagoas aeradas facultativas são construídas quando se deseja ter um sistema
predominante aeróbio, e de dimensões mais reduzidas que as lagoas facultativas ou o
sistema de lagoas anaeróbias seguidas por lagoas facultativas (VON SPERLING, 1997).
Em termos de construção, as mesmas assemelham-se às lagoas de estabilização
facultativas. No entanto, diferenciam-se na forma de suprimento de oxigênio na coluna
d’água, nesse caso o oxigênio é introduzido artificialmente por meio de aeradores
(CENTRO EXPERIEMENTAL DE SANEAMENTO BÁSICO-UNIVERSIDADE
FEDERAL DO RIO DE JANEIRO, 2011).
A fim de resolver problemas de sobrecarregamento de matéria orgânica e falta
de área para a expansão, as lagoas facultativas podem ser convertidas a lagoas aeradas
facultativas, através da inclusão de aeradores. Mas é muito importante já se prever esta
possibilidade desde o período de projeto, para que possa ser selecionada uma
profundidade que seja compatível com os futuros equipamentos de aeração e colocadas
placas protetoras de concreto no fundo, abaixo dos aeradores. Devido a introdução de
aeradores, essas lagoas são menos simples em termos de manutenção e operação
comparadas com as lagoas facultativas convencionais (VON SPERLING, 1997).
O que têm levado a utilização cada vez maior dos aeradores no tratamento de
efluentes sanitário e industriais é a redução de custos, alta eficiência, facilidade de
instalação e controle dos odores no tratamento de efluentes (REVISTA TAE, 2013).
No tratamento de efluentes, os aeradores mais frequentemente utilizados para as
lagoas aeradas são aeradores mecânicos flutuantes de eixo vertical e alta rotação.
Recentemente tem sido empregados também aeradores de turbina com aspiração (VON
SPERLING, 1997).
A tabela 8 apresenta valores aproximados para as faixas de operação de
aeradores mecânicos, em função de sua potência.
44
Tabela 8: Faixas usuais de operação dos aeradores de alta rotação.
Faixa de
potência dos
aeradores (CV)
Profundidade
normal de
operação (m)
Diâmetro de influência (m)
Oxigenação Mistura
Diâmetro da
placa anti-
erosiva
5-10 2,0-3,6 45-50 14-16 2,6-3,4
5-25 3,0-4,3 60-80 19-24 3,4-4,8
30-50 3,8-5,2 85-100 27-32 4,8-6,0
Fonte: VON SPERLING, 1997.
É importante saber que, embora o suprimento de ar seja suficiente para manter o
oxigênio dissolvido na maior parte da massa líquida (camada superficial) das lagoas
aeradas, não é suficiente para estabelecer a mistura completa nem o fluxo contínuo,
permitindo a separação por sedimentação de parcelas dos sólidos em suspensão,
consequentemente a decomposição anaeróbia (lodo) (JORDÃO; PESSOA, 2011).
3.8.2.1.3 Lagoas com aguapés
O uso de macrófitas aquáticas para a remoção de nutrientes de esgotos
domésticos industriais e agroindustriais é uma alternativa bastante interessante e tem
sido proposto por TAVARES (2004 apud BOYD ,1990).
Esses sistemas de lagoas com plantas aquáticas representam uma alternativa
viável para o polimento final de efluentes contendo pequenas quantidades de nutrientes
e de carga orgânica. Dentre as espécies de plantas usadas no tratamento de efluentes, a
macrófita aquática Eichhornia crassipes é a mais promissora em ambientes eutróficos
tropicais e subtropicais, por possuir um rápido crescimento e facilidade de adaptação,
aliado à sua intensa assimilação de nutrientes. Além de as plantas removerem do meio
45
aquático quantidades expressivas de nitrogênio, fósforo e potássio, sua rizosfera
constitui um sítio propício à atividade bacteriana e de organismos da microfauna
aquática, os quais podem remover patógenos, carga orgânica e nutrientes (BALLEN et
al,, 2007).
Apesar disso, a utilização de lagoas com aguapés tem sido objeto de grande
polêmica. A remoção do fósforo é proporcional a necessidade das plantas que
geralmente não excede 65% da quantidade presente no efluente (TAVARES, 2006 apud
HAUSSER, 1984).
A assimilação de nitrogênio e fósforo pelo aguapé se dá na fase de crescimento
da planta, portanto, a remoção de nutrientes nessas lagoas depende das condições para o
crescimento e da sua colheita periódica (TAVARES, 2006 apud RODRIGUES, 2005).
Em temperaturas baixas a remoção dos nutrientes diminui, as plantas produzem grande
quantidade de biomassa (30 g/m2 de matéria seca ao dia) apresentando baixo valor
nutricional, baixa digestibilidade, alto custo na coleta e alto grau de evaporação
(TAVARES, 2006 apud BENTON et al., 1978).
46
4 METODOLOGIA
O trabalho foi realizado em um abatedouro avícola. A seguir é apresentada uma
figura com o fluxograma da sequencia do trabalho.
Figura 7: Fluxograma da sequencia do trabalho.
Fonte: O autor
4.1 Descrição do local de estudo
O efluente líquido para a realização do trabalho foi proveniente de um
abatedouro de frangos localizado na cidade de Frederico Westphalen. O município está
situado na região noroeste do estado do Rio Grande do Sul (figura 8), com uma latitude
47
27º21’33” sul; longitude 53º23'40" oeste; altitude de 566 metros (KEMERICH et all.
2013). Possui área de 264,976 km2 e sua população é de 28.843 habitantes, segundo o
último censo do IBGE 2010.
Figura 8: Localização geográfica do município de Frederico Westphalen, RS.
Fonte: ABREU (2006).
Atualmente no abatedouro são abatidos nove mil frangos/dia/abate sendo
considerado um abatedouro de pequeno porte.
48
Seu quadro de funcionários é composto por cento e dezoito trabalhadores fixos,
que trabalham em diversos setores da empresa. No setor de abate, os funcionários
operam no turno da manhã, três vezes por semana (segunda, quarta e sexta). Com isso,
há a produção de aproximadamente 153 mil litros de efluentes por dia de abate.
As principais atividades do abatedouro são: abate, processamento e
comercialização de frangos inteiros e seus subprodutos. E os produtos: frango colonial
inteiro e toda linha de corte: peito, coração, meio das asas (Tulipa), moela, coxinha da
asa, filé de peito, coxa, sobre coxa e dorso de frango.
4.2 Estação de tratamento de efluentes do abatedouro em estudo.
Primeiramente a estação de tratamento de estudo é composta por um tratamento
preliminar (figuras 9 e 10) onde são separadas penas e vísceras através de peneiras.
Figura 9: Grades de retenção de penas das aves.
Fonte: O Autor.
49
Figura 10: Unidade de separação das vísceras.
Fonte: O Autor.
A estação de tratamento de águas residuárias objeto do estudo é constituída por:
tanque de equalização (1); unidade de flotação (2) com a utilização do coagulante
policloreto de alumínio 10% (PAC); lagoa facultativa aerada 1 (3) ; lagoa facultativa
aerada 2, a qual contém macrófitas (4) e sumidouro (5), como pode ser visualizado na
figura 10. O corpo receptor (sumidouro) da ETE é o solo.
Figura 11: Fluxograma das unidades da ETAR do abatedouro avícola.
Fonte: O Autor.
50
4.3 Pontos de coleta
Para verificar a eficiência da ETE, foram realizadas análises físicas e químicas
no Laboratório de Recursos Hídricos da Universidade Federal de Santa Maria -
CESNORS, campus de Frederico Westphalen, de amostras coletadas nos seguintes
pontos: 1- tanque de equalização; 2- saída da unidade de flotação; 3- saída da lagoa
aerada 1 e 4- lagoa aerada 2. Os pontos de coleta podem ser visualizados na figura 12.
Figura 12: Layout das unidades da ETE do abatedouro avícola e pontos de coleta.
Fonte: O Autor.
O monitoramento teve uma duração de quatro meses (08/julho/2013 a
21/novembro/2013).
Os resultados do último ponto de coleta (lagoa aerada 2) foram comparados com
a legislação vigente (Resolução do Conselho Estadual do Meio Ambiente- CONSEMA-
128/2006), para verificar se os parâmetros estão de acordo com os padrões de
lançamento.
As amostras foram coletadas em frascos de vidros, previamente lavados e
desinfetados com solução de hipoclorito de sódio, como pode ser visualizado na figura
13:
51
Figura 13: Frascos de vidro utilizados na coleta das amostras de efluente de abatedouro
avícola.
Fonte: O Autor.
4.4 Análises Físicas e Químicas
A periodicidade de avaliação das amostras foi quinzenal, e as variáveis
analisadas foram: temperatura (°C), pH, DBO (mg/L), NH4-N (mg/L), NO2--N (mg/L),
NO3--N (mg/L), Nitrogênio Total e PO4
3--P (mg/L).
As análises de caracterização física e química e respectivas metodologias estão
apresentadas na tabela 9. O método para determinar DBO está descrito no anexo B.
Tabela 9: Metodologias utilizadas na determinação dos parâmetros analisados.
Variável Método
pH Eletrométrico – STANDARD METHODS 4500-H+ B.
(APHA 2005).
NH4-N (mg/L) Método de Kjedal- TEDESCO, M.J.et al. (1995).
NO2--N (mg/L) Espectrofotometria – XIMENES; RODRIGUES;
MARQUES (1998).
NO3--N (mg/L) Método de Kjedal - TEDESCO, M.J.et al. (1995)
Nitrogênio Kjeldahl. Método de Kjedal - TEDESCO, M.J.et al. (1995).
PO43-
-P (mg/L) Método colorimétrico do Ácido vanadomolybdfosfórico
(APHA,1995).
Temperatura Medição com termômetro de vidro.
Fonte: O Autor.
52
4.5 Análise dos Dados
A partir dos resultados das análises, foram calculados: média, desvio padrão e a
eficiência de cada processo de tratamento, com ajuda do software MICROSOFT
EXCEL® 2010. A análise estatística foi realizada com o software STATISTICA 7.0.
53
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
Os resultados das variáveis analisadas em cada coleta estão apresentadas nas
tabelas 10,11,12 e 13, para efluente bruto, efluente após a flotação, efluente após o
tratamento por lagoa aerada, efluente após o tratamento por lagoa aerada com aguapés,
respectivamente.
Tabela 10: Resultados das análises físicas e químicas do efluente bruto.
Coletas Data Temp
. Cº
pH DBO 5,20
(mg/l)
Turbidez NTK
(mg/l)
N-NH4
(mg/l)
N-
NO2-
(mg/l)
N-
NO3-
(mg/l)
P-PO4
3-
(mg/l)
1 08/07/2013 11 6,6 150,2 10,8 3,2 4,5
2 22/07/2013 15 7,26 2067 819 212,1 5,9 3,5 3,2 28,6
3 05/08/2013 19 7 1388 398 433 6,8 3 2,5 11,8
4 19/08/2013 16 7,1 1913 643 300,5 6,6 1,5 6,2 2
5 04/09/2013 20,8 6,92 951 507 335,8 7,1 2,8 6,2 13,3
6 02/10/2013 21,1 6,7 105 371,2 10,6 1,2 10,1 30
7 23/10/2013 26,5 6,8 81 105 419,7 6,9 2,6 4,4 18,6
8 06/11/2013 23,9 6,62 269 372 6,0 2,3 34
9 21/11/2013 25,5 3597
Média 19,9 6,88 1666,2 406,6 324,3 7,8 3,0 4,9 19,8
Desvio
padrão
5,2 0,2 1187,5 269,9 99,3 2,0 1,5 2,6 11,6
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
54
Tabela 11: Resultados físico-químicos das análises do efluente da unidade de flotação.
Coletas Data Temp
. Cº
pH DBO 5,20
(mg/l)
Turbidez NTK
(mg/l)
N-NH4
(mg/l)
N-
NO2-
(mg/l)
N-
NO3-
(mg/l)
P-PO4
3-
(mg/l)
1 08/07/2013 11 6,61 176,8 26,9 0,8 0,8 1,6
2 22/07/2013 15 7,32 209 21 26,5 4,9 0,3 6,6 1,6
3 05/08/2013 19 6,38 24 212,1 6,6 0,7 5,4 0,3
4 19/08/2013 16 6,21 587 62 123,7 5,2 2,3 5,1 1,7
5 04/09/2013 20,8 6,11 141 4,05 176,8 7,1 0,8 8,1 1,9
6 02/10/2013 21,1 6,03 17,2 247,5 10,6 1,3 5,8 4,1
7 23/10/2013 26,5 5,84 188 17,2 276,6 6,6 0,5 5,9 1,8
8 06/11/2013 23,9 5,98 159 11,2 276,6 7,6 0,7 6,3
9 21/11/2013 25,5 279
Média 19,9 7,06 260,5 22,4 189,6 9,4 0,9 5,5 1,9
Desvio
padrão
4,1 0,3 115,0 11,8 63,6 4,7 0,4 1,3 0,7
Fonte: Dados da pesquisa (2013)
Tabela 12: Resultados físico-químicos das análises do efluente da lagoa 1.
Coletas Data Temp
. Cº
pH DBO 5,20
(mg/l)
Turbidez NTK
(mg/l)
N-NH4
(mg/l)
N-
NO2-
(mg/l)
N-
NO3-
(mg/l)
P-PO4
3-
(mg/l)
1 08/07/2013 11 7 141,4 25,9 1,8 0,5
2 22/07/2013 15 6,02 29 21 35,4 25,7 0,4 0,4 1,3
3 05/08/2013 19 7,25 69 9,7 291,6 27,2 0,9 2,8 0,5
4 19/08/2013 16 7,29 413 14,7 123,7 26,2 0,4 1,8 0
5 04/09/2013 20,8 7,88 38 42 176,8 31,5 0,9 1,2 1,1
6 02/10/2013 21,1 7,17 29 176,8 14,2 0,3 3,2 1,4
7 23/10/2013 26,5 6,95 80 29 324,3 31,4 0,8 3,4 2,3
8 06/11/2013 23,9 6,9 159 39 295,7 28,5 1,2 1 1,4
9 21/11/2013 25,5 79
Média 19,9 7,06 123,9 26,3 195,7 26,3 0,8 1,8 1,1
Desvio
padrão
5,2 0,5 134,3 12,0 100,2 5,5 0,5 1,2 0,7
Fonte: Dados da pesquisa (2013)
55
Tabela 13: Resultados físico-químicos das análises do efluente da lagoa 2.
Coletas Data Temp
. Cº
pH DBO5,20
(mg/l)
Turbidez NTK
(mg/l)
N-NH4
(mg/l)
N-
NO2-
(mg/l)
N-
NO3-
(mg/l)
P-PO4
3-
(mg/l)
1 08/07/2013 11 7,4 88,4 19,8 8 0
2 22/07/2013 15 6,76 26 3,5 53 15,8 6,6 0 0,6
3 05/08/2013 19 7,01 64 3,5 291,6 17 8,2 0,2 1,4
4 19/08/2013 16 7,09 359 10,6 167,9 20,5 4,5 3,2 0,4
5 04/09/2013 20,8 7,03 6,3 203,3 23,4 3,9 4,5 3,1
6 02/10/2013 21,1 6,98 15,5 185,6 14,8 2,2 6,4 1,2
7 23/10/2013 26,5 6,7 48 15,5 295,7 16,8 4,8 4,6 1,5
8 06/11/2013 23,9 6,69 14,9 372 12,2 11,2 0 0,4
9 21/11/2013 25,5 26
Média 19,9 6,96 104,6 9,27 207,2 17,5 6,2 2,4 1,2
Desvio
padrão
5,2 0,2 143,1 5,5 108,3 3,5 2,9 2,6 0,9
Fonte: Dados da pesquisa (2013)
As questões climáticas (variações de temperaturas) no tempo de experimento,
não influenciaram na eficiência da remoção das variáveis pesquisadas – DBO,
nitrogênio amoniacal, nitrito, nitrato, NTK, fósforo e turbidez. Não houve diferença
estatística (p-valor > 0,05) com a aplicação da ANOVA (Analysis of Variance) e do
teste estatístico não paramétrico de Mann-Whitney.
5.1 Temperatura
As variações de temperaturas das amostras de efluente são apresentadas na
figura 14. Pode-se observar que houve uma diferença de 15,5 C°, sendo que a
temperatura mínima foi de 11C0 no dia 08 de julho e a máxima foi de 26,5 C
0 no dia 23
de outubro.
56
Tendo em vista que a temperatura tem influência direta nos fenômenos químicos
e biológicos que ocorrem no sistema de tratamento, de acordo com VON SPERLING
(1986), para temperaturas abaixo de 10 °C, ocorre a diminuição da atividade biológica,
porém na faixa de 10 a 35 °C, a velocidade das reações praticamente dobra a cada 10
°C. Sendo 35 C0, a temperatura mais eficiente para o tratamento biológico.
Figura 14: Temperatura das amostras nas datas de coleta.
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
O fato da temperatura não ter influenciado no tratamento pode ser devido às
características do efluente, pois esse sofreu alterações de um dia para outro de abate. Em
dias de maior carga de poluente contidos no mesmo, a eficiência no tratamento era
próxima aos dias em que a carga do poluente era menor. Outro fator pode ser a
manutenção e operação das lagoas, em relação à retirada correta dos água-pés.
11
16 19
16
20,8 21,1
26,5 23,9
0
5
10
15
20
25
30
08/j
ul
15/j
ul
22/j
ul
29/j
ul
05/a
go
12/a
go
19/a
go
26/a
go
02/s
et
09/s
et
16/s
et
23/s
et
30/s
et
07/o
ut
14/o
ut
21/o
ut
28/o
ut
04/n
ov
Tem
per
atu
ras
Cº
Datas
57
5.2 pH
Os valores médios de pH são representados na figura 15. Analisando o gráfico
pode-se verificar que as variações foram pequenas. Houve uma diminuição de 6,88 do
efluente bruto para 6,31 no efluente que saiu da unidade de flotação e uma diminuição
muito pequena nas lagoas de tratamento, com valores de 7,06 para a lagoa 1 e 6,96 para
a lagoa 2. A verificação do pH ao longo do tempo é importante, tendo em vista que o
pH próximo à neutralidade é ideal para a ação dos microrganismos, tanto para a
remoção biológica de nitrogênio quanto de fósforo.
Na nitrificação, os microrganismos desenvolvem-se melhor em condições
levemente alcalinas, com pH na faixa que varia entre 7,4 e 8,6 (SANTIAGO, et al,
1997). Para a desnitrificação, segundo TEIXEIRA (2006 apud DINÇER E KARGI,
2000) o pH ótimo está em uma faixa que varia de 7,0 a 8,0. Já para um desempenho
ideal da remoção biológica de fósforo o pH deve ser corrigido para pH 6,4 a 7,2.
(BRASIL, 2010; apud LIU et all, 2007).
Figura 15: Resultados do pH das amostras de efluente.
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
6,88
6,31
7,06 6,96
5,80
6,00
6,20
6,40
6,60
6,80
7,00
7,20
Bruto Flotador Lagoa 1 Lagoa 2
pH
pH
58
5.3 Turbidez
Na figura 16 podem ser visualizados os valores médios de turbidez. Pode-se
notar que esse parâmetro apresenta uma significativa redução ao longo do tratamento,
principalmente na unidade de flotação.
Figura 16: Valores médios de turbidez do efluente ao longo da ETE.
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
5.4 DBO
Na Figura 17 estão apresentados os valores médios de DBO do efluente.
Essa variável representa a quantidade de oxigênio dissolvido necessária aos
microrganismos na estabilização na matéria orgânica em decomposição, sob condições
aeróbias (JORDÃO E.P; PESSOA C.A 2011). Para um efluente avícola bruto, esse
parâmetro pode variar entre 710 a 4.633 mg.L-1
(MARIA, 2008 apud IDE et. al 1997).
406,6
22,4 26,3 9,27
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
Bruto Flotador Lagoa 1 Lagoa 2
Turb
idez
(U
NT
)
Turbidez
59
Figura 17: Valores médios da concentração de DBO do efluente ao longo da ETE.
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
Em relação à remoção de DBO, pôde-se ver que o tratamento está sendo
eficiente o suficiente para os limites dos padrões de lançamento exigidos, de até 110
mg/l para as faixas de vazões do abatedouro (de 100 a 1500 m³/d), sendo a vazão do
abatedouro aproximadamente 153 mil litros de efluentes em dias de abate. Pode-se
observar que a concentração está 5 mg/l acima do permitido mas isso se deve ao fato de
um dos dias de coleta a concentração estar bastante elevada.
Além disso, pode-se perceber que a ETE apresenta uma eficiência média de
94%, e o processo mais eficiente de remoção de DBO é o processo físico-químico de
flotação, sendo seguido pelo processo biológico da lagoa aerada 1 e por último, a lagoa
aerada 2, como pode ser verificado na figura 18.
1666,2
260,5
123,9 104,6
0,0
500,0
1000,0
1500,0
2000,0
2500,0
3000,0
3500,0
Bruto Flotador Lagoa1 Lagoa 2
DB
O(m
g/l
)
DBO(mg/l)
60
Figura 18: Eficiência individual média de cada processo de tratamento na remoção de
DBO. (B.F - Bruto -Flotador; L1 - após a Lagoa 1; L2 - após a Lagoa 2; ETE - remoção
dos processos em conjunto).
Fonte: Dados da pesquisa (2014).
5.5 Amônia NH3, Nitrito (NO2-) e Nitrato (NO3
-).
Na figura 19 estão apresentados os valores de amônia, nitrito e nitrato no
decorrer do tratamento do efluente.
Pode-se verificar que há um aumento bastante significativo da amônia na lagoa
1. Isso pode ser devido ao fato de a lagoa 1, antes da instalação do flotador, ter sido uma
lagoa anaeróbia e após a implantação de aeradores, pode ter ocorrido ressuspensão do
lodo que estava no fundo da mesma.
Em relação ao nitrito e ao nitrato, observou-se um significativo aumento da
concentração desses dois parâmetros na lagoa 2, constituída por aguapés.
De acordo com Gomes ( 2010), o sistema de lagoas com presença de macrófitas
é eficiente, mas é preciso um manejo adequado dos aguapés. Von Sperling (1997)
afirma que os aguapés crescem a uma taxa bastante elevada, e é necessária uma
infraestrutura de acordo com a sua taxa de crescimento, de forma a impedir que as
84
52
16
94
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
B.F L1 L2 ETE
Efi
ciên
cia d
e re
moçã
o d
e
DB
O(%
l)
Eficiência
61
plantas mortas se dirijam ao fundo da lagoa, onde, ao sofrerem conversão anaeróbia,
ocasionarão a ressolubilização dos poluentes e nutrientes anteriormente removidos.
Figura 19: Perfil da concentração de Amônia, Nitrito e Nitrato no efluente ao longo da
ETE.
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
5.6 Nitrogênio Kjeldahl
Na figura 20 pode ser visualizado a concentração média de Nitrogênio Total
Kjeldahl. Observou-se aumento da concentração nas lagoas 1 e 2, talvez por causa de
zonas mortas que ocasionariam áreas de sedimentação de lodo, e que, a partir do seu
revolvimento, pode aumentar a concentração desse nutriente, como já explicado
anteriormente (5.5).
0
5
10
15
20
25
30
Bruto Flotador Lagoa 1 Lagoa 2
Co
nce
ntr
ação
de
NH
3;
NO
2;N
O3
(mg/l
)
NH3
NO2
NO3
62
Figura 20: Concentração média de Nitrogênio Total Kjeldahl do efluente ao longo da
ETE.
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
Em relação ao Nitrogênio Total Kjeldahl, a ETE não está atendendo os padrões
de lançamento propostos pela CONSEMA 128/2006, pois de acordo com a vazão do
abatedouro de aproximadamente 153 mil litros de efluentes em dias de abate, a
concentração deveria ser de, no máximo, 20 mg/l.
Sendo o processo físico-químico da flotação o que apresenta maior eficiência na
(42%), e a ETE apresentou uma eficiência total de 36 %, como pode ser visualizado na
figura 21.
324,31
189,56 195,69 207,18
0,00
50,00
100,00
150,00
200,00
250,00
300,00
350,00
400,00
450,00
Bruto Flotador Lagoa 1 Lagoa 2
Con
cen
traçã
o N
tota
l (m
g/l
)
NTK
63
Figura 21: Eficiência média de cada processo de tratamento na remoção de Nitrogênio
Total Kjeldahl do efluente de abatedouro avícola. (B.F - Bruto -Flotador; L1 - após a
Lagoa 1; L2 - após a Lagoa 2; ETE - remoção dos processos em conjunto).
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
5.7 Fósforo
Na Figura 22 estão apresentados os valores médios da concentração de Fósforo
Total do efluente, à medida que se avança nas etapas de tratamento da ETE. Percebe-se
que a ETE atende aos limites exigidos pela Resolução CONSEMA 128/06, a qual exige
que as atividades geradoras de efluentes, para a faixa de vazão que se encontra o
abatedouro de até 153 m3/dia, lancem seus despejos com uma concentração máxima de
3 mg.L-1
ou apresentem uma eficiência mínima de remoção de 75%.
42
-3 -6
36
-10
0
10
20
30
40
50
B.F L1 L2 ETE Efi
ciên
cia d
e re
moçã
o d
e N
tota
l
(%)
Eficiência
64
Figura 22: Concentração média de fósforo do efluente ao longo da ETE.
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
Através da figura 23, pode-se verificar que o padrão exigido pela legislação do
CONSEMA é cumprido ainda na saída do sistema físico-químico. Isso deve-se ao fato
de uma grande quantidade de partículas sólidas serem removidas pelo processo de
flotação. Cechetti (2012 apud AISSE et all., 2002), cita que a remoção do fósforo das
águas residuárias envolve a incorporação do mesmo em uma forma particulada (sólidos
suspensos) e, na sequência, a remoção dos sólidos suspensos. Os tipos de sólidos
suspensos nos quais os fosfatos podem ser incorporados são biológicos (micro-
organismos) ou químicos (fosfatos de metal precipitados pouco solúveis).
Na figura 23 pode ser visualizada a eficiência de cada etapa de tratamento na
remoção do fósforo.
19,75
1,86 1,14 1,22
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
25,00
30,00
35,00
Bruto Flotador Lagoa 1 Lagoa 2
Con
cen
traçã
o d
e P
(mg/l
)
Fósforo
65
Figura 23: Eficiência individual média de cada processo de tratamento na remoção de
fósforo. (B.F - Bruto -Flotador; L1 - após a Lagoa 1; L2 - após a Lagoa 2; ETE -
remoção dos processos em conjunto).
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
A unidade de flotação foi instalada na ETE do abatedouro somente no ano de
2012. Antes disso a ETE era constituída por caixa de areia com peneiras, caixa de
gordura, lagoa anaeróbia e lagoa facultativa e vala de infiltração no solo. PIOVESAN
(2006), em um estudo realizado na mesma ETE, obteve resultados que mostravam
ineficiência na remoção de nutrientes e o não atendimento à legislação vigente.
5.8 Dimensionamento das lagoas
Realizaram-se cálculos para verificar se o tempo de detenção das duas lagoas
aeradas estão de acordo com a carga de DBO que cada uma delas recebe. Os cálculos
foram realizados de acordo com o Von Sperling (2002). Os resultados estão na tabela
10.
91
39
-7
94
-20
0
20
40
60
80
100
B.F L1 L2 ETE Efi
ciên
cia n
a r
emoçã
o d
e P
(%
)
Eficiência
66
Tabela 14: Tempo de detenção das lagoas (em horas).
Lagoa 1 Lagoa 2
TDH teórico (Temperatura 11 C°) 5,6 dias 2,74
TDH teórico (Temperatura 26, 5C°) 1,25 dias 0,58
TDH das lagoas em operação 3,03 3,51
Nota: TDH: Tempo de detenção hidráulica.
Fonte: Dados da pesquisa (2013).
Segundo Von Sperling (2002), o tempo de detenção não é um parâmetro direto
de projeto, mas um parâmetro de verificação (resultante do volume da lagoa) e diz
respeito ao tempo necessário para que os micro-organismos procedam à estabilização da
matéria orgânica no reator (lagoa). A lagoa 1 da ETE em estudo apresenta TDH abaixo
do mínimo necessário em temperaturas mínimas e acima em temperaturas máximas. Já
a lagoa 2 apresenta TDH acima do mínimo necessário para o bom funcionamento, até
mesmo em temperaturas baixas.
Dessa forma, pode-se supor que a eficiência baixa de remoção de DBO,
nitrogênio e fósforo nas lagoas seja devido a:
Zonas mortas (que diminuiriam o volume útil de tratamento e
consequentemente o TDH)
Curtos-circuitos, visto que há somente um ponto de entrada e de saída de
efluente nas lagoas, podendo criar linhas de fluxo preferenciais, e
novamente, fazendo com que o esse tempo de detenção das mesmas 3,03
e 3,51 também seja menor.
TDH da lagoa 1 abaixo do necessário em temperaturas mínimas.
A falta de monitoramento e retirada de aguapés da lagoa 2.
67
6 CONCLUSÃO
A partir dos resultados encontrados, pode-se concluir que:
A ETE apresenta-se com eficiência de DBO e fósforo compatível à qualidade
final do efluente necessária para cumprir a legislação do CONSEMA 128/2006. No
entanto, não apresenta eficiência suficiente em relação à remoção de Nitrogênio Total
Kjeldahl.
Alguns problemas foram constatados como, o mau manejo dos aguapés na
última lagoa de tratamento, onde houve um significativo aumento das concentrações
dos parâmetros: nitrito, nitrato, NTK e fósforo total.
As lagoas da ETE aparentemente possuem zonas mortas e curtos-circuitos que
possivelmente ocasionam áreas de sedimentação de lodo, e que, a partir do seu
revolvimento, pode aumentar a concentração dos nutrientes como amônia e nitrogênio
total kjeldahl.
A instalação da unidade de flotação na ETE ajudou a atingir os padrões de
lançamento exigidos pela legislação, em comparação aos resultados obtidos por
Piovesan (2006).
Em relação á legislação, esta ainda é precária em se tratando de efluentes.
Necessita-se de uma resolução específica para lançamento de efluentes no solo, que é
caso da forma de disposição do ETE em estudo, pois até então utiliza-se os mesmos
padrões de lançamento para corpos hídricos.
As questões climáticas (variações de temperaturas) no tempo de experimento,
não influenciaram na eficiência na remoção dos nutrientes analisados, pois não houve
diferença na remoção desses parâmetros.
68
7 SUGESTÕES
Para uma melhor eficiência da ETE na remoção de nitrogênio e fósforo, há a
necessidade de:
Colheita periodicamente dos água pés e cercamento dos mesmos, deixando-os
em uma das extremidades da lagoa 2.
Implantação de chicanas nas duas lagoas aeradas, para um fluxo de pistão e
assim melhoramento na mistura do efluente e eficiência de tratamento.
Aumento no número de entradas e saídas nas lagoas para a eliminação das zonas
mortas e curtos-circuitos das mesmas. Ao menos deve-se posicionar a entrada e
a saída já existentes nas lagoas, em um sistema linear no centro das mesmas,
caso não for implantado as chicanas.
Aumento no número de aeradores nas lagoas.
Troca de produtos de limpeza utilizados na unidade de produção para a
diminuição das espumas na ETE.
69
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74
APÊNDICE A- PROCESSO PRODUTIVO DO ABATEDOURO EM ESTUDO
Figura A1: Chegada das matrizes Figura A2: Pendura
Figura A3:: Insensibilização Figura A4: Sangria
75
Figura A5: Túnel de sangria Figura A6: Banho em tanque com água quente
para depenagem
Figura A7: Depenagem Figura A8: Geração de efluentes na sala de
depenagem
76
Figura A9: Retirada das vísceras Figura A10: Tanque de lavagem de carcaças
Figura A11: Sala de pré-resfriamento Figura 12A: Geração de efluente
Figura A13: Sala de cortes e embalagens
77
ANEXO A - PADRÕES DE LANÇAMENTO DE EFLUENTES- CONSEMA
128/2006.
Tabela A1: Padrões de lançamento de efluentes dos parâmetros: DBO, DQO E SS.
Faixa de vazão
(m3/d)
DBO 5 (mgO2/L) DQO (mgO2/L) SS (mgO2/L)
Q < 20
180 400 180
20≤ Q ≤100
150 360 155
100≤ Q ≤500
110 330 125
500≤ Q ≤1000
80 300 100
1000≤ Q ≤3000
70 260 80
3000≤ Q ≤7000
60 200 70
7000≤ Q ≤10000
50 180 60
Q ≥10000 40 150 50
Fonte: CONSEMA 128 (2006).
Tabela A2: Padrões de lançamento de efluentes dos parâmetros: Nitrogênio total e
fósforo.
Faixa de vazão
(m3/d)
Nitrogênio Total Kjeldah Fósforo
Concentração
(mg NTK/L)
Eficiência
NTK (%)
Nitrogênio
Amoniacal
(mgNTK/L)
Concentração
(mg P/L)
Eficiência
(%)
Q<100 20 75 20 4 75
100≤Q≤1000 20 75 20 3 75
1000≤Q≤10000 15 75 20 2 75
10000≤Q 10 75 20 1 75
Fonte: Fonte: CONSEMA 128 (2006).
78
ANEXO B – PROCEDIMENTO UTILIZADO PARA A DETERMINAÇÃO DE
DBO5,20
Procedimento de análise da DBO:
Estimar a faixa de medição de DBO, conforme a tabela:
Tabela B1: Medição de DBO.
Faixa de medição DBO
(mg/l)
Volume da amostra (ml) Dosagem de ATH
0- 40 428 10 gotas
0-80 360 10 gotas
0-200 244 5 gotas
0-400 157 5 gotas
0-800 94 3 gotas
0-2000 56 3 gotas
0-400 21,7 1 gota
Qualquer tratamento prévio da amostra deve ser feito neste momento (ajuste de
pH, filtragem, etc.).
Medir e transferir o volume das amostras para a garrafa com o auxílio de um
funil. Se necessário adicionar o inibidor de nitrificação (ver tabela B1).
Colocar a barra magnética na garrafa;
Adicionar 3 ou 4 gotas de solução de hidróxido de potássio (KOH0 no suporte
de borracha e posiciona-la na garrafa.
Fechar o sistema: Sensor + garrafa DBO
Posicionar as garrafas no suporte/rack.
Deixar o equipamento em uma incubadora com 20 0C.
Iniciar o processo de medição.
Depois de 5 dias fazer as leituras das amostras.
