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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.

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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.

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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.

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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.

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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

9

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

10

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

13

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

16

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

40422002000100014> Acesso em: 16 out. 2012. MACHADO A. R. C. Avaliação do processo de lodos ativados combinado com carvão ativado em pó no tratamento de efluentes de refinaria de petróleo. 2010. Dissertação (Mestrado em Ciências) – Escola de Química, Universidade Federal do Rio de Janeiro, 2010 METCALF & EDDY. Wastewater Enginnring: treatment, disposal and reuse. 4. ed. New York, USA: McGraw-Hill, 2003. NEVES, A. C. Melhorias na estação de tratamento de efluentes de uma empresa metal mecânica de produção de componentes hidráulicos. 2005. Dissertação Mestrado Profissionalizante em Engenharia) – Escola de Engenharia, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2005. NUNES, J. A. Tratamento Físico-químico de águas residuárias industriais. 3. ed. Sergipe: Gráfica e Editora, 2001. Oliveira, E.C., et al. Construção e avaliação de uma estação de tratamento de efluentes em escala de bancada. Revista Liberato, Novo Hamburgo, v. 11, n. 15, p. 1-88, jan./jun. 2010. Disponível em:<http://www.liberato.com.br/upload/arquivos/0116091018373625.pdf> Acesso em: 6 ago. 2012. Rodrigues, M.I.; Iemma, A.F. Planejamento de experimentos e otimização de processos. 1ª Ed. Campinas, SP: Editora Casa do Pão, 2005. SANT’ANNA JÚNIOR, G. L. Tratamento Biológico de Efluentes: fundamentos e aplicações. Rio de Janeiro: Interciência, 2010. SILVEIRA, C. L. E., et al. Determinação de contaminantes em óleos lubrificantes usados e em esgotos contaminados por esses lubrificantes. Química Nova, Vol. 29, No. 6, 1193-1197, 2006. Disponível em: <http://www.scielo.br/pdf/qn/v29n6/08.pdf> Acesso em: 6 de ago. 2012 VASCONCELOS, V.D.; GOMES, A.; Tratamento de efluentes de postos de combustíveis para o reuso usando processos oxidativos avançados. Caderno UniFoa, 11 ed, dez/2009. Disponível em:<http://www.unifoa.edu.br/cadernos/edicao/11/35.pdf > Acesso em: 13 set. 2012. Von SPERLING, M. Lodos ativados. v. 4. Belo Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental, 1997. Von SPERLING, M., Princípio do tratamento biológico de águas residuárias: lodos ativados. 2o Ed., Ed. Da UFMG: Belo Horizonte, v.4, 2002.

57

APÊNDICES

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