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UNIVERSIDADE FEDERAL DO ESPÍRITO SANTO
CENTRO TECNOLÓGICO
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA AMBIENTAL
CAMILA VIDAL ALVES SILVA
REMOÇÃO DE FÓSFORO EM ESTAÇÃO
COMPACTA DE TRATAMENTO DE
ESGOTOS SANITÁRIOS ATRAVÉS DE
PRECIPITAÇÃO QUÍMICA
VITÓRIA
2009
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II
CAMILA VIDAL ALVES SILVA
REMOÇÃO DE FÓSFORO EM ESTAÇÃO
COMPACTA DE TRATAMENTO DE
ESGOTOS SANITÁRIOS ATRAVÉS DE
PRECIPITAÇÃO QUÍMICA
Dissertação apresentada ao Programa de
Pós-Graduação em Engenharia Ambiental
da Universidade Federal do Espírito Santo,
como requisito parcial para obtenção do
Grau de Mestre em Engenharia Ambiental,
área de concentração em Saneamento
Básico.
Orientador: Profº Dr. Ricardo Franci
Gonçalves.
Co-orientadora: Dra Rosane Hein de
Campos
VITÓRIA
2009
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III
CAMILA VIDAL ALVES SILVA
REMOÇÃO DE FÓSFORO EM ESTAÇÃO COMPACTA
DE TRATAMENTO DE ESGOTOS SANITÁRIOS
ATRAVÉS DE PRECIPITAÇÃO QUÍMICA
Dissertação apresentada ao programa de Pós-Graduação em Engenharia Ambiental da
Universidade Federal do Espírito Santo do Centro Tecnológico da Universidade Federal
do Espírito Santo, como requisição parcial para obtenção do Grau de Mestre em
Engenharia Ambiental.
Aprovada em 19 de agosto de 2009.
COMISSÃO EXAMINADORA
Profº. Dr. Ricardo Franci Gonçalves
Universidade Federal do Espírito Santo
Orientador
Prof
a
. Dr. Rosane Hein de Campos
Universidade Federal do Espírito Santo
Co-Orientador
Profº. Dr
o
Sérvio Túlio Cassini
Universidade Federal do Espírito Santo
Examinador Interno
Profaº. Dr
a
Cristiane Pereira Zdradek
Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do
Espítiro Santo
Examinador Externo
IV
Dados Internacionais de Catalogação-na-publicação (CIP)
(Biblioteca Central da Universidade Federal do Espírito Santo, ES, Brasil)
Silva, Camila Vidal Alves, 1981-
S586r
Remoção de fósforo em estação compacta de tratamento de
esgotos sanitários através de precipitação química / Camila Vidal
Alves Silva. – 2009.
119 f. : il.
Orientador: Ricardo Franci Gonçalves.
Co-Orientadora: Rosane Hein de Campos.
Dissertação (mestrado) – Universidade Federal do Espírito
Santo, Centro Tecnológico.
1. Águas residuais - Purificação - Filtração. 2. Águas residuais
- Purificação - Remoção de fosfato. 3. Alumínio. 4. Filtros
biológicos. 5. Sais de ferro. 6. Modelagem matemática. I.
Gonçalves, Ricardo Franci. II. Campos, Rosane Hein de. III.
Universidade Federal do Espírito Santo. Centro Tecnológico. IV.
Título.
CDU: 628
V
À minha mãe, meu pai, meus irmãos e
principalmente ao meu amor Aldo.
VI
Agradecimentos
À Deus pela força e auxílio nos momentos difíceis.
À minha Mãe forte bem guardado, pelos ensinamentos impagáveis,
apoio incondicional e confiança.
Ao meu Pai, por me ensinar a sonhar alto.
Aos meus irmãos Leandro e Mateus, por me fazerem rir de todo esse
trabalho.
Ao meu amor Aldo, que esteve, está e estará sempre ao meu lado.
Se não fosse por você, nada disso seria real.
Ao Professor Ricardo, pela oportunidade, confiança e orientação.
A dois anjos que me foram enviados, Rosane e Rosilene, por me
levantarem quando estava caída.
À banca examinadora: Prof
a
. Cristiane e Prof. Sérvio Túlio pela
prontidão e paciência para contribuir com o trabalho.
Às companheiras de luta: Laila, Renata, Juliana, Marjorye, Érika,
Janine, Priscilla, Mônica, Márcia e Thaís.
Ao colaborador Renato Siman, por toda ajuda e atenção.
Às minhas pupilas e pupilo Taiana, Blandina e Luiz, pela preciosa
ajuda e otimismo durante todo o trabalho.
A Cristina, pelos momentos de desabafo e palavras de otimismo.
A todos os amigos do LABSAN e do PPGEA que contribuíram com
meu crescimento pessoal e profissional.
Ao Núcleo Água pelo suporte dado a esta pesquisa.
Ao FACITEC pelo apoio financeiro concedido.
A CAPES pela bolsa de estudos.
VII
“Enquanto estivermos tentando, estaremos felizes, lutando pela
definição do indefinido, pela conquista do impossível,
pelo limite do ilimitado, pela ilusão de viver.
Quando o impossível torna-se apenas um desafio,
a satisfação está no esforço e não apenas na realização final.”
Mahatma Gandhi
VIII
SUMÁRIO
RESUMO .................................................................................................................. X
ABSTRACT ............................................................................................................... XI
LISTA DE FIGURAS................................................................................................... XII
LISTA DE TABELAS ................................................................................................... XV
LISTA DE QUADROS .............................................................................................. XVII
LISTA DE SIGLAS .................................................................................................. XVIII
LISTA DE SÍMBOLOS ............................................................................................... XIX
CAPÍTULO 1 ............................................................................................................ 19
1 INTRODUÇÃO ........................................................................................................... 19
2 OBJETIVOS ............................................................................................................... 20
2.1 Objetivo Geral ............................................................................................... 20
2.2 Objetivos Específicos ...................................................................................... 20
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ............................................................................................. 20
3.1 Estações Compactas de Tratamento de Esgotos ............................................ 21
3.2 Pós-tratamento de Efluentes Anaeróbios ....................................................... 24
3.3 Fósforo no ambiente ...................................................................................... 26
3.4 Remoção de Fósforo ...................................................................................... 26
3.4.1 Princípios da Remoção Biológica de Fósforo (EBPA) ................................ 27
3.4.2 Remoção Físico-Química de Fósforo ....................................................... 28
3.4.2.1 Precipitação com sais de ferro ......................................................... 31
3.4.2.2 Precipitação com sais de alumínio ................................................... 33
3.5 Fundamentos da química associada à remoção de partículas ........................ 35
3.5.1 Coagulação e Floculação ......................................................................... 35
3.5.2 Sistemas Coloidais .................................................................................. 36
3.5.3 Desenvolvimento de carga superficial em colóides (Establilidade de
sistemas coloidais) .......................................................................................... 36
3.5.3.1 Estabilização eletrostática ................................................................ 37
3.5.3.2 Potencial Zeta .................................................................................. 37
3.5.4 Desestabilização de colóides ................................................................... 38
3.5.5 Desestabilização de partículas com adição de eletrólitos ........................ 40
3.5.6 Desestabilização de partículas com adição de polieletrólitos .................. 40
3.5.7 Desestabilização de partículas com adição de íons hidrolizados de metais
........................................................................................................................ 41
3.6 Produção de lodo ........................................................................................... 42
4 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ...................................................................................... 44
CAPÍTULO 2 ............................................................................................................ 49
1 INTRODUÇÃO ........................................................................................................... 50
2 MATERIAL E MÉTODOS ............................................................................................... 51
2.1 Ensaios Preliminares ...................................................................................... 52
2.2 Ensaios Complementares ............................................................................... 53
3 RESULTADOS E DISCUSSÃO .......................................................................................... 54
IX
3.1 Ensaios Preliminares ...................................................................................... 54
3.2 Ensaios Complementares ............................................................................... 57
3.2.1 Remoção de Fósforo e Turbidez .............................................................. 57
3.2.2 Outros parâmetros que influenciam na remoção de fósforo dissolvido .. 63
3.3 Considerações Finais ...................................................................................... 65
4 CONCLUSÃO ............................................................................................................. 66
5 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ...................................................................................... 67
CAPÍTULO 3 ............................................................................................................ 69
1 INTRODUÇÃO ........................................................................................................... 70
2 MATERIAL E MÉTODOS ............................................................................................... 70
2.1 Contextualização ........................................................................................... 70
2.2 Descrição do Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos ETE-UFES ...... 71
2.3 Medição do desempenho do Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos
ETE-UFES ............................................................................................................. 73
2.4 Medição do desempenho do Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos
ETE-UFES com aplicação de coagulante para remoção de fósforo ....................... 73
3 RESULTADOS E DISCUSSÃO .......................................................................................... 74
3.1 Desempenho do Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos ETE-UFES . 74
3.2 Desempenho do Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos ETE-UFES
com aplicação de coagulante (75mg/L de Cloreto Férrico). .................................. 79
3.3 Demais remoções do Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos ETE-
UFES com aplicação de coagulante ..................................................................... 82
4 CONCLUSÃO ............................................................................................................. 84
5 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ...................................................................................... 85
CAPÍTULO 4 ............................................................................................................ 88
1 INTRODUÇÃO ........................................................................................................... 89
2 MATERIAL E MÉTODOS ............................................................................................... 90
2.1 Caso de Estudo .............................................................................................. 90
2.2 Desenvolvimento do modelo para remoção de fósforo ................................. 91
2.2.1 Parâmetros de aferição do modelo ......................................................... 92
2.3 Balanço de massa para estimativa de geração de lodo .................................. 94
3 RESULTADOS E DISCUSSÃO .......................................................................................... 95
3.1 Desempenho do sistema de tratamento ETE-UFES. ........................................ 95
3.2 Simulação da remoção de fósforo .................................................................. 96
3.3 Estimativa da geração de lodo ....................................................................... 97
3.4 Considerações Finais ...................................................................................... 99
4 CONCLUSÃO ........................................................................................................... 100
5 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .................................................................................... 101
CAPÍTULO 5 .......................................................................................................... 102
1 DISCUSSÃO GERAL ................................................................................................... 102
2 CONCLUSÕES GERAIS ............................................................................................... 103
3 RECOMENDAÇÕES ................................................................................................... 104
APÊNDICE ............................................................................................................. 105
ANEXO ................................................................................................................. 117
X
RESUMO
A necessidade de produção de esgoto tratado de alta qualidade visando à utilização
em reúso urbano e atenuação de efeitos do processo de eutrofização em corpos
d’água receptores tornou-se imprescindível. A implantação de sistemas de tratamento
de esgotos caracterizados pelo baixo custo e impacto ambiental reduzido hoje em dia
é primordial, sendo para tanto, necessária a remoção de nutrientes. A utilização de
processos físico-químicos para remoção de nutrientes é tecnologia amplamente
utilizada, obtendo resultados cada vez mais promissores. O fósforo constitui em desses
nutrientes, sendo responsável direto por problemas ambientais, como a eutrofização
de corpos d`água receptores. Sendo assim, esse trabalho propõe a adaptação da
tecnologia de reator UASB seguido de filtro biológico aerado submerso (FBAS) para
promover a adequação da remoção de P, de acordo com a legislação pertinente. A
pesquisa foi dividida m três etapas: investigação em ensaios jar-test para seleção de
dose, tipo de coagulante e auxiliar de coagulação para a remoção de fósforo do
efluente produzido pela ETE-UFES (Etapa 1), remoção de P em escala real utilizando
associação UASB+FB aerado e não aerado (Etapa 2) e desenvolvimento de modelo
matemático para remoção de fósforo através de adição de Cloreto Férrico (Etapa 3). A
etapa 1 mostrou que a melhor opção para remoção de P na ETE estudada foi a
utilização de Cloreto Férrico 75mg/L como coagulante, que atingiu eficiência de
remoção de 77%. A aplicação de coagulante em escala real (etapa 2) alcançou
eficiências de remoção para P
tot
de 66% e para PO
4
3-
de 51%, em polimento aeróbio; e
11% para PO
4
3-
em polimento anaeróbio. Os resultados foram bastante promissores
para remoção de matéria orgânica, sólidos e turbidez, atingindo remoções de,
respectivamente, 76%, 92% e 77% na etapa aeróbia e 47%, 92% e 77% para a etapa
anaeróbia. Para a etapa 3, fatores como pH, dose inicial de Fe e PO
4
3-
foram utilizados
como parâmetros iniciais, sendo o modelo baseado em 11 equações de equilíbrio em
fase líquida e 4 em fase sólida. O sistema matemático resultante da modelagem foi
resolvido numericamente através de processo iterativo em software MATHCAD®. O
efeito do pH e o residual de fósforo em fase líquida foram avaliados, e a remoção
obtida pelo modelo comparada com a encontrada em escala real. Remoções
superiores a 90% foram encontradas em diferentes valores de pH, em condição de
excesso de ferro (Fe:P=3,22). Diferenças significativas entre os resultados do modelo e
escala real de remoção de fósforo foram observadas, podendo estas ser atribuídas a
fatores associados ao comportamento da biomassa em grânulos anaeróbios.
XI
ABSTRACT
The need to produce high quality treated wastewater to the reuse in urban use and
mitigation of the effects of eutrophication in receiving water bodies has become
indispensable. The establishment of sewage treatment systems characterized by low
cost and reduced environmental impact today is paramount, and if so, required the
removal of nutrients. The use of physical-chemical processes for removal of nutrients
is widely used technology, getting increasingly promising results. The phosphorus is in
these nutrients, is directly responsible for environmental problems such as
eutrophication of water bodies receivers. Thus, this work proposes to adapt the
technology of UASB reactor followed by aerated submerged biological filter (FBAS) to
promote the removal of P adequacy in accordance with relevant legislation. The
research was divided m three stages: research and jar-test for selection of dose, type
of coagulant aid for coagulation and to remove phosphorus from the effluent
produced by WWTP-UFES (Step 1), removal of P scale using association UASB + BF
aerated and non aerated (Step 2) and development of mathematical model for
removal of phosphorus by the addition of ferric chloride (Step 3). Step 1 showed that
the best option for removal of P in the WWTP study was the use of FeCl3 75mg / L as
coagulant, which reached the removal efficiency of 77%. The application of coagulant
scale (step 2) achieved the removal efficiencies of 66% for P
tot
and PO
4
3-
from 51% in
aerobic polishing, and 11% for PO
4
3-
in polishing anaerobic. The results were quite
promising for removal of organic matter, solids and turbidity, achieving removals of
respectively 76%, 92% and 77% in the aerobic stage and 47%, 92% and 77% for the
anaerobic stage. In Step 3, factors such as pH, initial dose of Fe and PO
4
3-
were used as
initial parameters, and the model was based on 11 equations of equilibrium in the
liquid phase and solid phase 4. The system resulting from the mathematical model was
solved numerically by iterative process in Mathcad ® software. The effect of pH and
residual phosphorus in the liquid phase were evaluated, and removal from the model
compared with the observed scale. Removals exceeding 90% were found at different
pH values, in condition of excess iron (Fe: P = 3.22). Significant differences between the
model results and scale removal of phosphorus was observed, which could be
attributed to factors associated with the behavior of biomass in anaerobic granules.
XII
LISTA DE FIGURAS
Capítulo 1
FIGURA 1: PERCENTUAL DE PESSOAS EM DOMICÍLIOS PARTICULARES PERMANENTES URBANOS COM
ESGOTAMENTO POR REDE COLETORA OU FOSSA SÉPTICA, SEGUNDO REGIÕES DEMOGRÁFICAS.. .... 21
FIGURA 2: DESENHO ESQUEMÁTICO DO REATOR UASB ............................................................. 22
FIGURA 3: DESENHO ESQUEMÁTICO DO REATOR FBAS ............................................................. 23
FIGURA 4: REPRESENTAÇÃO ESQUEMÁTICA DO COMPORTAMENTO DAS PAB NA ALTERNÂNCIA A/O. ... 28
FIGURA 5: ESQUEMA DOS MECANISMOS ENVOLVIDOS NA ADIÇÃO DE SAIS DE FERRO A ÁGUAS
RESIDUÁRIAS. .......................................................................................................... 32
FIGURA 6: DIAGRAMAS DE SOLUBILIDADE PARA ÍONS FE
3+
E AL
3+
................................................. 33
FIGURA 7: ESQUEMA DOS MECANISMOS ENVOLVIDOS NA ADIÇÃO DE SAIS DE ALUMÍNIO A ÁGUAS
RESIDUÁRIAS ........................................................................................................... 33
FIGURA 8: COMPOSIÇÃO DA DUPLA CAMADA .......................................................................... 37
FIGURA 9: POTENCAL ZETA SEGUNDO JOHNSON E ALEXANDER .................................................... 38
FIGURA 10: FORMAÇÃO DE PONTES INTERPARTÍCULAS. ............................................................. 41
FIGURA 11: DIAGRAMAS DE COAGULAÇÃO PARA SAIS DE FE E AL. (CONCENTRAÇÃO DE FASE SÓLIDA EM
EQUILÍBRIO COM FASE LÍQUIDA) ................................................................................... 42
Capítulo 2
FIGURA 1: EQUIPAMENTO DE ENSAIO COAGULAÇÃO-FLOCULAÇÃO-SEDIMENTAÇÃO (JAR-TEST) ........... 51
FIGURA 2: FLUXOGRAMA DE ANÁLISES PARA ENSAIOS PRELIMINARES ............................................ 52
FIGURA 3: FLUXOGRAMA DE ANÁLISES PARA ENSAIOS COMPLEMENTARES ...................................... 53
FIGURA 4: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA TURBIDEZ EM DOSAGENS DE SULFATO
DE ALUMÍNIO – ENSAIOS PRELIMINARES ........................................................................ 54
FIGURA 5 RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA FÓSFORO TOTAL EM DOSAGENS DE
SULFATO DE ALUMÍNIO – ENSAIOS PRELIMINARES ............................................................ 55
FIGURA 6: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA TURBIDEZ EM DOSAGENS DE PAC –
ENSAIOS PRELIMINARES ............................................................................................. 55
FIGURA 7: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA FÓSFORO TOTAL EM DOSAGENS DE
PAC – ENSAIOS PRELIMINARES ................................................................................... 55
FIGURA 8: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA TURBIDEZ EM DOSAGENS DE CLORETO
FÉRRICO – ENSAIOS PRELIMINARES ............................................................................... 56
FIGURA 9: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA FÓSFORO TOTAL EM DOSAGENS DE
CLORETO FÉRRICO – ENSAIOS PRELIMINARES .................................................................. 56
FIGURA 10: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA TURBIDEZ EM DOSAGENS DE
SULFATO DE ALUMÍNIO – ENSAIO COMPLEMENTAR A1 ..................................................... 57
FIGURA 11: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA FÓSFORO TOTAL EM DOSAGENS DE
SULFATO DE ALUMÍNIO – ENSAIO COMPLEMENTAR A1 ..................................................... 57
FIGURA 12: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIAS DE REMOÇÃO PARA TURBIDEZ DE ACORDO COM
DOSAGEM DE AUXILIARES DE FLOCULAÇÃO (SULFATO DE ALUMÍNIO 120MG/L – ENSAIOS A2, A3 E
A4) ...................................................................................................................... 58
XIII
FIGURA 13: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIAS DE REMOÇÃO PARA FÓSFORO DISSOLVIDO DE ACORDO
COM DOSAGEM DE AUXILIARES DE FLOCULAÇÃO (SULFATO DE ALUMÍNIO 120MG/L – ENSAIOS A2,
A3 E A4) ............................................................................................................... 59
FIGURA 14: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA TURBIDEZ EM DOSAGENS DE PAC –
ENSAIO COMPLEMENTAR P1 ...................................................................................... 60
FIGURA 15: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA FÓSFORO TOTAL EM DOSAGENS DE
PAC – ENSAIO COMPLEMENTAR P1 ............................................................................. 60
FIGURA 16: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIAS DE REMOÇÃO PARA TURBIDEZ DE ACORDO COM
DOSAGEM DE AUXILIARES DE FLOCULAÇÃO (PAC 200MG/L – ENSAIOS P2, P3 E P4) ............... 60
FIGURA 17: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIAS DE REMOÇÃO PARA FÓSFORO DISSOLVIDO DE ACORDO
COM DOSAGEM DE AUXILIARES DE FLOCULAÇÃO (PAC 200MG/L – ENSAIOS P2, P3 E P4) ........ 60
FIGURA 18: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA TURBIDEZ EM DOSAGENS DE
CLORETO FÉRRICO – ENSAIO COMPLEMENTAR F1 ............................................................ 60
FIGURA 19: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO PARA FÓSFORO TOTAL EM DOSAGENS DE
CLORETO FÉRRICO – ENSAIO COMPLEMENTAR F1 ............................................................ 61
FIGURA 20: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIAS DE REMOÇÃO PARA TURBIDEZ DE ACORDO COM
DOSAGEM DE AUXILIARES DE FLOCULAÇÃO (CLORETO FÉRRICO 75MG/L – F2, F3 E F4) ............ 61
FIGURA 21: RESIDUAIS EM SOLUÇÃO E EFICIÊNCIAS DE REMOÇÃO PARA FÓSFORO DISSOLVIDO DE ACORDO
COM DOSAGEM DE AUXILIARES DE FLOCULAÇÃO (CLORETO FÉRRICO 75MG/L – F2, F3 E F4) ..... 61
Capítulo 3
FIGURA 1: DESENHO ESQUEMÁTICO DO SISTEMA CONVENCIONAL ETE-UFES ................................. 71
FIGURA 2: REATOR UASB E CAIXA DE PASSAGEM .................................................................... 71
FIGURA 3: QUADRO DO CONJUNTO BOMBA – INVERSOR. ........................................................... 71
FIGURA 4: FBAS COM TORNEIRAS ....................................................................................... 72
FIGURA 5: MEIO SUPORTE DO FILTRO BIOLÓGICO ..................................................................... 72
FIGURA 6: DECANTADOR SECUNDÁRIO (VISTA SUPERIOR) .......................................................... 72
FIGURA 7: VÁLVULA PNEUMÁTICA ....................................................................................... 72
FIGURA 8: DESENHO ESQUEMÁTICO PARA REMOÇÃO DE FÓSFORO EM ESCALA REAL E PONTOS DE
AMOSTRAGEM ......................................................................................................... 74
FIGURA 9: VARIAÇÃO DA TURBIDEZ NO SISTEMA DE TRATAMENTO CONVENCIONAL DURANTE PERÍODO
MONITORADO ......................................................................................................... 76
FIGURA 10: VARIAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO DE SST NO SISTEMA DE TRATAMENTO CONVENCIONAL
DURANTE PERÍODO MONITORADO. ............................................................................... 77
FIGURA 11: VARIAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO DE DQO
TOT
NO SISTEMA DE TRATAMENTO CONVENCIONAL
DURANTE PERÍODO MONITORADO. ............................................................................... 77
FIGURA 12: VARIAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO DE DBO
5
NO SISTEMA DE TRATAMENTO CONVENCIONAL
DURANTE PERÍODO MONITORADO. ............................................................................... 78
FIGURA 13: VARIAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO DE P
TOT
NO SISTEMA DE TRATAMENTO CONVENCIONAL
DURANTE PERÍODO MONITORADO ................................................................................ 78
FIGURA 14: VARIAÇÃO DA CONCENTRAÇÃO DE PO
4
3-
NO SISTEMA DE TRATAMENTO DURANTE PERÍODO DE
MONITORAMENTO .................................................................................................... 80
FIGURA 15: BOX-PLOT PARA PO
4
3-
NO SISTEMA DE TRATAMENTO DURANTE PERÍODO DE
MONITORAMENTO. ................................................................................................... 80
FIGURA 16: BOX-PLOT PARA PO
4
3-
NAS ALTURAS DO FILTRO BIOLÓGICO DURANTE PERÍODO DE
MONITORAMENTO .................................................................................................... 81
XIV
FIGURA 17: VARIAÇÃO DA RELAÇÃO P/ST NO LODO DE DESCARTE DO DECANTADOR DURANTE PERÍODO DE
MONITORAMENTO. ................................................................................................... 82
Capítulo 4
FIGURA 1: SISTEMA ETE-UFES .......................................................................................... 90
FIGURA 2: METODOLOGIAS DE CÁLCULO PARA REMOÇÕES DE FÓSFORO.........................................94
FIGURA 3: EFICIÊNCIA DE REMOÇÃO DE PO
4
3-
EM DIFERENTES PH ............................................... 96
FIGURA 4: FOSFATO REMANESCENTE EM FASE LÍQUIDA, EM DIFERENTES PH SIMULADOS. ................... 97
FIGURA 5: ACÚMULO BRUTO DE LODO NO REATOR UASB NAS DIFERENTES SITUAÇÕES ESTIMADAS ...... 98
FIGURA 6: ACÚMULO DE P NO REATOR UASB NAS DIFERENTES SITUAÇÕES ESTIMADAS ..................... 98
FIGURA 7: ACÚMULO DE LODO NO REATOR UASB NAS DIFERENTES SITUAÇÕES ESTIMADAS. ............... 98
FIGURA 8: PROGRESSÃO DA ALTURA DE LODO ACUMULADA NO REATOR UASB, NAS DIFERENTES
SITUAÇÕES ESTIMADAS ............................................................................................ 100
XV
LISTA DE TABELAS
Capítulo 1
TABELA 1: EFICIÊNCIAS MÉDIAS DE REMOÇÃO ......................................................................... 30
TABELA 2: PROPRIEDADES DE COAGULANTES .......................................................................... 30
TABELA 3: REAÇÕES E CONSTANTES DE EQUILÍBRIO PARA HIDRÓXIDOS DE FERRO .............................. 31
TABELA 4: RESUMO DAS PRINCIPAIS REAÇÕES REQUERIDAS PARA DETERMINAR AS QUANTIDADES DE LODO
PRODUZIDAS DURANTE A PRECIPITAÇÃO DE FÓSFORO USANDO CAL, ALUMÍNIO E FÓSFORO .......... 43
Capítulo 2
TABELA 1: PARÂMETROS OPERACIONAIS SIMULADOS NOS ENSAIOS JAR-TEST .................................. 51
TABELA 2: CARACTERÍSTICAS DOS COAGULANTES E AUXILIARES DE FLOCULAÇÃO UTILIZADOS ............... 52
TABELA 3: ENSAIOS DE COAGULAÇÃO-FLOCULAÇÃO-SEDIMENTAÇÃO PRELIMINARES ......................... 52
TABELA 4: ENSAIOS DE COAGULAÇÃO-FLOCULAÇÃO-SEDIMENTAÇÃO COMPLEMENTARES ................... 54
TABELA 5: EFICIÊNCIAS DE REMOÇÃO DE FORMAS DE FÓSFORO EM DIVERSAS PESQUISAS, UTILIZANDO
ENSAIOS JAR-TEST ..................................................................................................... 62
TABELA 6: PARÂMETROS ADICIONAIS AVALIADOS EM ENSAIOS COMPLEMENTARES ........................... 63
TABELA 7: RELAÇÃO MÁSSICA ME/CACO
3
PARA OS COAGULANTES E AUXILIARES DE FLOCULAÇÃO
TESTADOS ............................................................................................................... 65
Capítulo 3
TABELA 1: ESTATÍSTICA DESCRITIVA PARA OS PARÂMETROS ANALISADOS DURANTE O MONITORAMENTO DO
SISTEMA DE TRATAMENTO CONVENCIONAL ..................................................................... 75
TABELA 2: EFICIÊNCIAS DE REMOÇÃO DE FORMAS DE FÓSFORO EM DIVERSAS PESQUISAS ................... 80
TABELA 3: ESTATÍSTICA DESCRITIVA PARA OS PARÂMETROS ANALISADOS DURANTE O MONITORAMENTO DO
SISTEMA DE TRATAMENTO SOB CO-PRECIPITAÇÃO COM FECL
3
75MG/L ................................. 83
Capítulo 4
TABELA 1: EQUILÍBRIOS QUÍMICOS PARA ESPÉCIES DE FE E P EM FASE LÍQUIDA E SÓLIDA .................... 91
TABELA 2: LISTA DE PARÂMETROS ENVOLVIDOS NOS CÁLCULOS DO BALANÇO PARA PRODUÇÃO DE LODO 95
TABELA 3: VALORES MÉDIOS PARA PARÂMETROS AVALIADOS DURANTE MONITORAMENTO DO
TRATAMENTO CONVENCIONAL E POLIMENTO FÍSICO-QUÍMICO ............................................. 96
Apêndice
TABELA 1: SÉRIE HISTÓRICA EM ETAPA DE MONITORAMENTO DE TRATAMENTO CONVENCIONAL PARA SST
.......................................................................................................................... 105
TABELA 2: SÉRIE HISTÓRICA EM ETAPA DE MONITORAMENTO DE TRATAMENTO CONVENCIONAL PARA PH
.......................................................................................................................... 106
TABELA 3: SÉRIE HISTÓRICA EM ETAPA DE MONITORAMENTO DE TRATAMENTO CONVENCIONAL PARA
TURBIDEZ ............................................................................................................. 107
XVI
TABELA 4: SÉRIE HISTÓRICA EM ETAPA DE MONITORAMENTO DE TRATAMENTO CONVENCIONAL PARA
DQO .................................................................................................................. 108
TABELA 5: SÉRIE HISTÓRICA EM ETAPA DE MONITORAMENTO DE TRATAMENTO CONVENCIONAL PARA P
TOTAL.................................................................................................................. 108
TABELA 6: SÉRIE HISTÓRICA EM ETAPA DE MONITORAMENTO DE TRATAMENTO CONVENCIONAL PARA P
DISSOLVIDO .......................................................................................................... 109
TABELA 7: SÉRIE HISTÓRICA EM ETAPA DE MONITORAMENTO DE TRATAMENTO CONVENCIONAL PARA
ALCALINIDADE BICARBONATO .................................................................................... 109
TABELA 8: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO A1 .......................................... 110
TABELA 9: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO A2 .......................................... 110
TABELA 10: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO A3 ........................................ 111
TABELA 11: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO A4 ........................................ 111
TABELA 12: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO P1 ........................................ 112
TABELA 13: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO P2 ........................................ 112
TABELA 14: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO P3 ........................................ 113
TABELA 15: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO P4 ........................................ 113
TABELA 16: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO F1 ......................................... 114
TABELA 17: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO F2 ......................................... 114
TABELA 18: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO F3 ......................................... 115
TABELA 19: VALORES DE PARÂMETROS ANALISADOS PARA ENSAIO F4 ......................................... 115
TABELA 20: VALORES DE DOSAGENS E RELAÇÕES MÁSSICAS E MOLARES PARA AS CONCENTRAÇÕES DE
COAGULANTES UTILIZADOS NOS ENSAIOS COMPLEMENTARES ............................................. 116
Anexos
TABELA 1: PARÂMETROS, METODOLOGIAS E REFERÊNCIAS UTILIZADAS NOS MONITORAMENTOS
CONVENCIONAL E COM APLICAÇÃO DE COAGULANTE ....................................................... 117
XVII
LISTA DE QUADROS
Capítulo 1
QUADRO 1: VANTAGENS DA TECNOLOGIA UASB-AERÓBIO NO TRATAMENTO DE ESGOTOS (ADAPTADO DE
CHERNICHARO, 2007) .............................................................................................. 23
QUADRO 2: PRINCIPAIS CARACTERÍSTICAS DAS OPÇÕES MECANIZADAS E NÃO-MECANIZADAS PARA PÓS-
TRATAMENTO AERÓBIO DE REATORES UASB ................................................................... 25
QUADRO 3: OPÇÕES DE APLICAÇÃO DE COAGULANTES QUÍMICOS EM SISTEMAS DE TRATAMENTO DE
ESGOTOS (ADAPTADO DE TCHOBANOGLOUS, 2003) ......................................................... 30
Capítulo 3
QUADRO 1: PARÂMETROS DE FASE LÍQUIDA E FREQÜÊNCIA DE ANÁLISES REALIZADAS NA ETAPA DE
TRATAMENTO CONVENCIONAL ..................................................................................... 73
QUADRO 2: PARÂMETROS DE FASE LÍQUIDA E SÓLIDA ANALISADOS NA ETAPA DE REMOÇÃO DE FÓSFORO
EM ESCALA REAL ....................................................................................................... 74
Capítulo 4
QUADRO 1: PARÂMETROS DE FASE LÍQUIDA E SÓLIDA ANALISADOS NA ETAPA DE REMOÇÃO DE FÓSFORO
EM ESCALA REAL ....................................................................................................... 90
XVIII
LISTA DE SIGLAS
A/O Aeróbio/Anóxico
ATP
Adenosina Trifosfato
AE Afluente Elevatória
AU
Afluente UASB
CESAN
Companhia Espírito Santense de Saneamento
CONDEMA
Conselho Municipal de Meio Ambiente
CONAMA
Conselho Nacional do Meio Ambiente
DEC
Decantador
DQO Demanda química de oxigênio
DBO
5
Demanda bioquímica de oxigênio em cinco dias
ED
Efluente decantador
ETA Estação(ões) de tratamento de Água
ETE Estação(ões) de Tratamento de Esgoto
ETE-UFES
Estação de Tratamento de Esgotos da Universidade Federal do Espírito
Santo
EU
Efluente UASB
FBAS
Filtro Biológico
Aerado Submerso
FB Filtro Biológico
F0 Afluente ao filtro biológico
F1
Filtro biológico altura 0,75m
F2 Filtro biológico altura 1,50m
F3 Filtra biológico altura 2,25m
F4
Efluente Filtro biológico
IBGE
Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
IPEA Instituto de Pesquisa Econômica Aplicada
LABSAN
Laboratório de Saneamento da Universidade Federal do
Espírito Santo
L
Litro
L/s Litros por segundo
m²
Metro quadrado
m³ Metro cúbico
m³/d Metro cúbico por dia
min
Mínimo
max
Máximo
NADH Nicotinamida Adenina Dinucleotídeo
PAB
Bactérias acumuladores de fosfatos
–
Phosphate acumulating
bactéria
PAC
Cloreto de polialumínio
PAO
Organismos acumuladores de fósforo - Phosphorus acumulating
organisms
PNAD
Pesquisa Nacional por Amostra de Domicílio
pH Potencial hidrogeniônico
PHA
Polihidró
xialcanoatos
PHB
Polihidróxi
butiratos
PROSAB Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
RBS Reator em batelada seqüencial
XIX
RHBS
Reator híbrido em bateladas
seqüenciais
SSed Sólidos Sedimentáveis
SST Sólidos Suspensos Totais
ST
Sólidos Totais
UASB
Reator Anaeróbio de Manta de Lodo e fluxo Ascendente – Upflow
Anaerobic Sludge Blanket
UFES
Universidade Federal do Espírito Santo
LISTA DE SÍMBOLOS
ζ Potencial zeta
% Porcentagem
Capítulo 1
_______________________________________________________________
1 Introdução
A escassez de água em regiões urbanas faz sofrer grandes contingentes populacionais,
limita a atividade econômica e retarda o progresso. Em muitas cidades o
abastecimento se encontra ameaçado por problemas relacionados à quantidade e
qualidade da água.
O quadro de escassez se torna intenso em bacias hidrográficas com maiores índices de
urbanização, não só pelo crescimento rápido da demanda de água, mas também pela
poluição causada pelo lançamento de águas residuárias (HINRICHSEN et al., 2005).
A dificuldade de obtenção de água nas grandes cidades e os custos crescentes de
captação, tratamento e transporte, agravados pelo aumento da degradação dos
mananciais, vem apontando para a necessidade de conservação e uso racional do
insumo (RAPOPORT, 2004).
Desta forma, a implantação de sistemas de tratamento de esgotos para grande parcela
da população, caracterizados pelo baixo custo, eficiência e impacto ambiental
reduzido, no que se refere aos padrões de lançamento, torna-se de fundamental
importância. Além disso, sistemas alternativos de utilização de resíduos sólidos e
gasosos derivados deste tratamento, bem como destinação alternativa dos efluentes,
devem ser levados em consideração.
Sistemas de tratamento de esgotos com impacto ambiental reduzido devem incluir o
tratamento terciário, referente à remoção de nutrientes como o fósforo. A
necessidade de produção de esgoto tratado de alta qualidade visa à utilização em
reúso urbano e atenuação de efeitos do processo de eutrofização em corpos d’água
receptores.
Neste âmbito, esta pesquisa objetiva priorizar os estudos sobre a qualidade final do
efluente derivado do tratamento de esgotos em estações compactas, formatando
soluções para a reutilização da água no meio urbano e possíveis impactos ambientais
dos processos de eutrofização de corpos d’água receptores, por meio da remoção de
Fósforo (P) dos efluentes. Propõe-se a adaptação da tecnologia de reator UASB
seguido de filtro biológico (aeróbio e anaeróbio) para promover a adequação da
remoção de P.
Capítulo 1 20
2 Objetivos
2.1 Objetivo Geral
Desenvolver soluções tecnológicas de tratamento avançado de esgoto sanitário no
sistema UASB seguido de filtro biológico aerado submerso para viabilização do reúso
urbano e controle de eutrofização.
2.2 Objetivos Específicos
Selecionar dose, tipo e gradiente de velocidade de coagulantes e auxiliares de
coagulação através de testes de jarros, para a remoção de fósforo do efluente
produzido pela Estação de Tratamento de Esgoto.
Estudar o desempenho da Estação de Tratamento de Esgotos (ETE-UFES) na
remoção de fósforo, com aplicação de coagulante e auxiliar de coagulação
selecionados, sob pós-tratamento de efluente do reator UASB aeróbio (FBAS) e
anaeróbio (FA).
Adaptar um modelo matemático de predição de precipitação química de
fósforo e compará-lo com o resultado experimental de remoção de fósforo.
3 Revisão Bibliográfica
O esgotamento sanitário no Brasil vem recebendo mais atenção nos últimos anos. No
ano de 2007, este obteve um incremento em investimento alavancado pelo PAC
(Programa de Aceleração do Crescimento) do governo federal. De acordo com dados
oficiais, entre o ano de 2006 e 2007, um aumento de 3 pontos percentuais na
proporção da população urbana com acesso à rede coletora de esgoto foi observado,
passando de 54,4% a 57,4%, chegando a quase 81% se contabilizado soluções simples
como fossas sépticas (PNAD, 2007). Ainda sim, diferenças regionais são verificadas
(Figura 1).
Contudo, ainda há necessidade de investimentos no setor de saneamento, já que
grandes diferenças na distribuição de sistemas de esgotamento sanitário entre zonas
urbanas e rurais também são realidade no país. Os dados da PNAD 2007 revelam que
22% da população rural residem em domicílios que não tem nenhum tipo de sistema
de coleta de esgotos, e 54,3% recorrem a soluções não adequadas para o esgoto
doméstico, resultando em ameaça tanto à saúde da população quanto à qualidade do
meio ambiente. Devido a estas soluções não adequadas para disposição de esgotos
sanitários, o desenvolvimento de ETEs compactas foi decisivo.
Capítulo 1 21
Figura 1: Percentual de pessoas em domicílios particulares permanentes urbanos com esgotamento
por rede coletora ou fossa séptica, segundo regiões demográficas. (Fonte: Ipea, PNAD e IBGE, 1992 a
2007; PNAD, 2007).
3.1 Estações Compactas de Tratamento de Esgotos
A história recente do saneamento revela uma diversificação de tecnologias de
tratamento de esgotos nunca antes imaginada. São vários processos capazes de tratar
separadamente ou em associação a outros, as mais complexas águas residuárias. Neste
contexto, a busca por soluções simplificadas e extremamente eficientes é incessante,
já que a tendência dos padrões de lançamento de efluentes é tornarem-se mais
restritivos.
A tecnologia dos reatores UASB, desenvolvida na década de 1970, tem sido estudada,
aceita e disseminada no país há vários anos, principalmente devido às condições
climáticas favoráveis. Inicialmente criado para tratamento de efluentes industriais, o
reator UASB se mostrou perfeitamente aplicável ao tratamento de esgotos. Van
Haandel (2006) o caracteriza como o reator anaeróbio mais utilizado em sistemas de
tratamento de esgotos. Sua configuração atual apresenta uma série de vantagens
econômicas, como baixo custo de implantação, consumo de energia e demanda por
área reduzidos e versatilidade em aplicações de pequeno e grande porte.
Além de aspectos econômicos, Francisqueto (2007) afirma que a configuração do
reator UASB permite o desenvolvimento de uma biomassa ativa, sob a forma de flocos
e grânulos de alta densidade, considerável resistência mecânica e capacidade de
acumulação no reator, o que viabiliza a acomodação de cargas orgânicas volumétricas
elevadas com tempo de detenção hidráulica curto.
O design do reator UASB é semelhante ao de um filtro anaeróbio, sendo constituído
basicamente de um tanque com fluxo ascendente. A principal diferença entre os dois
reside no fato de o reator UASB não possuir meio suporte para fixação de biomassa
(Figura 2). A imobilização dos microorganismos ocorre por meio de auto-adesão,
formando flocos densos suspensos, que se dispõem em camadas de lodo a partir do
fundo do reator (KATO et al., 1999).
38,4
43,9
82,8
67,4
39,8
66,1
63,8
68,4
93,3
85,0
52,3
81,0
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
100,0
120,0
Norte Nordeste Sudeste Sul Centro-Oeste Brasil Urbano
1992 2007
Capítulo 1 22
Figura 2: Desenho esquemático do reator UASB
Segundo Liu (2002), a alta concentração de biomassa no reator implica na rápida
conversão dos contaminantes, o que possibilita o tratamento de grandes volumes de
despejos orgânicos em reatores compactos. O fato de a digestão anaeróbia produzir
como sub-produto o metano, gás combustível de alto poder calorífico, corrobora mais
uma vantagem de sua concepção.
No entanto, de acordo com Jordão & Pessoa (2005), quando implantados
isoladamente, os reatores UASB tem as eficiências comprovadamente limitadas,
apresentando remoções de DQO na faixa de 40 a 75% e, de DBO
5
na faixa de 45 a 85%.
Estas faixas de remoção podem não ser suficientes para atender a legislação de
lançamento de efluentes em corpos d`água. Esta característica conduziu pesquisas à
aplicabilidade de processos aeróbios como pós-tratamento ao processo anaeróbio do
reator UASB, o que resultou importantes recomendações para projeto e operação
desse conjunto de unidades.
Para Além Sobrinho & Jordão (2001), uma grande tendência na utilização de reatores
UASB seguidos de sistemas biológicos aeróbios para a remoção de matéria orgânica
tem sido observada no Brasil. Adicionalmente ao polimento final quanto à remoção de
carbono, os sistemas aeróbios podem contribuir para a remoção de nitrogênio, através
de nitrificação do efluente final.
Quando se compara uma ETE dotada de tratamento aeróbio do tipo lodos ativados,
sendo o lodo primário e secundário enviados à adensadores e digestores anaeróbios,
as configurações de ETE, representadas no Brasil principalmente por reatores UASB
seguidos de tratamento aeróbio, apresentam uma série de vantagens econômicas e
operacionais (Quadro 1). Tais vantagens foram grandes incentivadoras da
disseminação da tecnologia compacta pelo país.
Capítulo 1
Quadro 1:
Vantagens da tecnologia UASB
Chernicharo, 2007)
OPERACIONAIS
Reatores UASB exercem o papel de
lodos aeróbios gerados no tratamento,
eliminando-
se assim a necessidade de
decantadores primários, adensadores de lodo e
digestores anaeróbios.
O volume da etapa aeróbia pode ser reduzido,
devido à remoção da DBO no reator UASB ser
consideravelmente maior, se comparada aos
decantadores primários.
Em se tratando do uso de sistema de lodos
ativados, o consumo de energia pode cair de 45%
a 70% (dependendo da existência de nitrificação).
Dentre as muitas associações de reatores UASB seguido de tratamento aeróbio, um
dos mais utilizados é o filtro biológico aerado submerso (FBAS). Segundo
(2005), o reator FBAS é constituído de um tanque preenchido com material suporte
por onde efl
uente e ar passam em fluxo permanente. O material suporte é
sob imersão total pelo fluxo hidráulico,
caracterizando assim um reator trifásico (Figura 3). A fase sólida é constituída pelo
material ou meio suporte
, onde há a adesão da biomassa; a fase líquida caracteriza
pelo efluente em fluxo permanente através do meio suporte e a fase gasosa é formada
pela aeração artificial fornecida ao reator (em menor escala consideram
sub-produtos do metabolis
mo microbiano).
Figura 3
: Desenho esquemático do reator FBAS
O FBAS agrega características de um filtro biológico, por possuir meio suporte para
desenvolvimento de biomassa, e de um reator de lodo ativado, por necessitar de
aeração proveniente de sopradores ou
suporte utilizad
o é geralmente sintético (poliestireno, polipropileno,
alta superfície específica e porosidade, fatores esses que influenciam diretamente a
adesão da biomassa. Pode ser operado em fluxo hidráulico de efluente ascendente ou
Capítulo 1
Vantagens da tecnologia UASB
-
aeróbio no tratamento de esgotos (Adaptado de
ECONÔMICAS
Reatores UASB exercem o papel de
digestão dos
lodos aeróbios gerados no tratamento,
se assim a necessidade de
decantadores primários, adensadores de lodo e
•
Redução de 20%, em média, no custo de
implantação de ETE UASB seguido de
tratamento aeróbio, em co
mparação
com ETE convencional;
•
Redução do custo operacional, pela
simplicidade e menor consumo de
energia;
•
Redução, em algumas configurações, da
área construída.
O volume da etapa aeróbia pode ser reduzido,
devido à remoção da DBO no reator UASB ser
consideravelmente maior, se comparada aos
Em se tratando do uso de sistema de lodos
ativados, o consumo de energia pode cair de 45%
a 70% (dependendo da existência de nitrificação).
Dentre as muitas associações de reatores UASB seguido de tratamento aeróbio, um
dos mais utilizados é o filtro biológico aerado submerso (FBAS). Segundo
(2005), o reator FBAS é constituído de um tanque preenchido com material suporte
uente e ar passam em fluxo permanente. O material suporte é
sob imersão total pelo fluxo hidráulico,
na maioria dos processos existentes,
caracterizando assim um reator trifásico (Figura 3). A fase sólida é constituída pelo
, onde há a adesão da biomassa; a fase líquida caracteriza
pelo efluente em fluxo permanente através do meio suporte e a fase gasosa é formada
pela aeração artificial fornecida ao reator (em menor escala consideram
-
se também os
mo microbiano).
: Desenho esquemático do reator FBAS
O FBAS agrega características de um filtro biológico, por possuir meio suporte para
desenvolvimento de biomassa, e de um reator de lodo ativado, por necessitar de
aeração proveniente de sopradores ou
compressores (CAMPOS, 1999). O material
o é geralmente sintético (poliestireno, polipropileno,
PVC, etc.) com
alta superfície específica e porosidade, fatores esses que influenciam diretamente a
adesão da biomassa. Pode ser operado em fluxo hidráulico de efluente ascendente ou
23
aeróbio no tratamento de esgotos (Adaptado de
Redução de 20%, em média, no custo de
implantação de ETE UASB seguido de
mparação
Redução do custo operacional, pela
simplicidade e menor consumo de
Redução, em algumas configurações, da
Dentre as muitas associações de reatores UASB seguido de tratamento aeróbio, um
dos mais utilizados é o filtro biológico aerado submerso (FBAS). Segundo
Gonçalves
(2005), o reator FBAS é constituído de um tanque preenchido com material suporte
uente e ar passam em fluxo permanente. O material suporte é
mantido
na maioria dos processos existentes,
caracterizando assim um reator trifásico (Figura 3). A fase sólida é constituída pelo
, onde há a adesão da biomassa; a fase líquida caracteriza
-se
pelo efluente em fluxo permanente através do meio suporte e a fase gasosa é formada
se também os
O FBAS agrega características de um filtro biológico, por possuir meio suporte para
desenvolvimento de biomassa, e de um reator de lodo ativado, por necessitar de
compressores (CAMPOS, 1999). O material
PVC, etc.) com
alta superfície específica e porosidade, fatores esses que influenciam diretamente a
adesão da biomassa. Pode ser operado em fluxo hidráulico de efluente ascendente ou
Capítulo 1 24
descendente, em corrente ou contra-corrente com o fornecimento de ar. Quando este
tipo de reator aeróbio for seguido de decantador secundário, a lavagem periódica do
meio filtrante para remoção de excesso de biomassa acumulada torna-se
desnecessária.
Filtros biológicos são capazes de alcançar diferentes objetivos quanto à qualidade dos
efluentes, como oxidação de matéria orgânica, nitrificação secundária ou terciária,
desnitrificação e remoção físico-química de fósforo. Nestes reatores, os
microrganismos são imobilizados em pequenos suportes, formando biofilmes,
favorecendo maior área superficial por unidade de volume, resultando em elevada
retenção de biomassa em seu interior e pequena produção de lodo excedente. A
coexistência entre condições aeróbias, anóxicas e anaeróbias é uma importante
característica dos sistemas com biofilmes, possibilitando a remoção de nutrientes,
principalmente o nitrogênio, através do processo de nitrificação.
Estudos em escala piloto já demonstraram a eficiência da associação UASB+FBAS na
remoção de sólidos suspensos, DBO
5
e DQO (GONÇALVES et al., 1998). Compacidade,
baixo consumo de energia, simplicidade operacional e redução na produção de lodo
são algumas das vantagens que fizeram com que este tipo de design fosse difundido
no Brasil. Entretanto, para atingir os padrões de lançamento de efluentes ditados pela
resolução CONAMA 357/2005, o tratamento terciário, ou avançado, é imprescindível.
O tratamento avançado de esgotos tem recebido a atenção de muitos pesquisadores,
principalmente no que concerne à remoção de nutrientes (GASPAR, 2003; SANTOS
NETO, 2004; DELAZARE, 2004; CAMPOS, 2006). A opção de adequação do efluente
proveniente do tratamento avançado para o reúso urbano não-potável também vem
sendo considerada e estudada (ALHUMOUD et al., 2003; TOSETTO, 2005), o que torna
o desenvolvimento de adaptações economicamente viáveis uma meta a ser cumprida
em estações de tratamento de esgotos sanitários já implantadas.
3.2 Pós-tratamento de Efluentes Anaeróbios
Apesar das grandes vantagens advindas da utilização da tecnologia anaeróbia de
tratamento de águas residuárias, estes reatores raramente produzem efluentes que se
enquadram em padrões de lançamento estabelecidos por legislações específicas.
Sendo assim, os efluentes provenientes de reatores anaeróbios usualmente
necessitam de etapas de pós-tratamento para adequar os mesmos aos padrões de
lançamento vigentes, e ainda como medida de prevenção de corpos receptores (VON
SPERLING e CHERNICHARO, 2005).
A principal meta do pós-tratamento é completar a remoção de matéria orgânica, assim
como a remoção de constituintes pouco afetados pelo tratamento anaeróbio, como
nutrientes (N e P) e organismos patogênicos (VON SPERLING e CHERNICHARO, 2005).
Experiências em escala plena e piloto no âmbito PROSAB ajudaram a alavancar estas
modalidades de tratamento de esgotos sanitários no Brasil. O quadro 2 apresenta um
resumo das configurações mais comuns para o pós-tratamento de efluentes
anaeróbios.
Capítulo 1 25
Quadro 2: Principais características das opções mecanizadas e não-mecanizadas para pós-tratamento aeróbio de reatores UASB
Fonte: Chernicharo, (2001).
OPERAÇÃO PROCESSO VARIANTES DE PROCESSO CARACTERÍSTICAS PRINCIPAIS
REMOÇÃO
Matéria Carbonácea Nutrientes Patógenos
Não-
mecanizadas
Sistemas de
aplicação no
solo
Vala de infiltração (VI);
Sumidouros;
Vala de filtração (VF);
Filtro de areia (Far);
Wetlands;
Irrigação;
Escoamento superficial (ES);
Infiltração rápida (IR).
Solo utilizado como meio filtrante, associado a
vegetação e microorganismos;
Demanda por área pequena (para baixas vazões);
Necessidade de tratamento prévio (VF, Far e Wetlands)
Uso simplificado, fácil operação e baixo custo.
Elevada
Elevada para P;
variável para N
(dependente de
fatores hidráulicos e
ambientais)
Elevada
Lagoa de Polimento
TDH reduzido;
Demanda por área considerável;
Acumulação lenta de lodo;
Sem problemas de odor;
Possibilita setorização e proximidade da população.
Elevada
Elevada para NH
3
e
PO
4
3-
(necessidade
de condições
favoráveis de pH).
Elevada
Mecanizadas
Reatores com
Biofilme
Filtros percoladores (FP);
Biodiscos;
Filtros biológicos aerados
submersos (FBAS);
Leito fluidizado (LF);
Filtros anaeróbios (FA).
TDH baixo;
Demanda por área pequena;
Sem problemas de odor (exceto FA);
Necessidade de decantador secundário (exceto FA);
Aeração artificial ou natural (biodiscos e FP);
Biomassa fixa ou suspensa.
Elevada
Nitrificação,
desnitrificação e
remoção biológica de
P (quando operado
em batelada).
Inexistente
Lodos
Ativados
Convencional;
Aeração extendida;
Bateladas seqüenciais;
TDH elevado;
Demanda por área elevada;
Sem problemas de odor;
Aeração artificial;
Biomassa suspensa.
Elevada
Nitrificação,
desnitrificação e
remoção biológica de
P (quando operado
em batelada).
Inexistente
Sistemas de
Flotação
Ar dissolvido;
Ar disperso;
Eletroflotação
TDH reduzido;
Demanda por área pequena;
Formação de bolhas por compressão, agitação ou
eletrólise;
Necessidade de adição de coagulantes
Elevada
Elevada para P
(precipitação
química); mediana
para N.
Elevada
Capítulo 1 26
A situação ideal nos sistemas de tratamento de esgotos seria a completa remoção de
patógenos, alta remoção de DQO com recuperação da energia e compostos de
interesse, como nitrogênio, fósforo e enxofre (FORESTI et al., 2006). Os sistemas de
tratamento de águas residuárias capazes de gerar efluente tratado que possam ser
reutilizados, como os reatores anaeróbios seguidos de reatores aeróbios, são
tecnologias já consagradas, sendo a remoção da matéria orgânica e de sólidos
suspensos totais realizada com eficiência. Entretanto, sabe-se que processos
biológicos, tanto aeróbios quanto anaeróbios, são inefetivos na remoção apropriada
de patógenos, exceto em lagoas de estabilização, e nutrientes (VON SPERLING, 1996).
Sendo assim, a associação de reatores anaeróbios e aeróbios necessita ser combinada
a outras tecnologias, a fim de promover a correta adequação dos efluentes.
3.3 Fósforo no ambiente
Grandes quantidades de fosfato presentes no esgoto são uma das principais causas da
eutrofização, que afeta negativamente muitos corpos d`água naturais, tanto doces
quanto marinhos (DE-BASHAN, 2004). O fósforo é encontrado em meio aquático na
forma de ortofosfatos, polifosfatos e fósforo orgânico, sendo suas concentrações nos
esgotos urbanos bastante variadas, e influenciadas pela presença de despejos
industriais e cargas não pontuais. Nos esgotos domésticos, Sawyer et al. (1994)
estimam uma concentração de fósforo de 2 a 3 mg/L para formas inorgânicas e de 0,5
a 1 mg/L para as formas orgânicas; o mesmo autor adota uma contribuição diária de
1,5g de fósforo por habitante.
Recomendações definitivas sobre remoção de fósforo em ETE são difíceis de serem
feitas, pois o comportamento de cada corpo receptor frente ao processo de
eutrofização não é uniforme. Apesar disso, no Brasil, duas medidas legais estão em
vigor com a finalidade de reduzir o lançamento de fósforo em corpos d’água (SANTOS,
2006). A primeira é a Resolução CONAMA N°357, de 17 de março de 2005, que no caso
do fósforo, passou a estabelecer padrões de qualidade considerando a classe do corpo
receptor e a velocidade da água do mesmo. A segunda medida legal estabelecida foi a
Resolução CONAMA Nº359, de 29 de abril de 2005, que estabelece limites para a
utilização de fósforo na formulação de detergentes em pó para uso no mercado
nacional, sejam de fabricação nacional ou importados. Através desta última foram
estabelecidos limites de concentração máxima de fósforo por produto e da média
ponderada de P por grupo de fabricante/importador (SANTOS, 2006).
3.4 Remoção de Fósforo
Nos últimos anos, muitas tecnologias de remoção de nutrientes vêm sendo
implementadas para uma melhoria na operação das estações de tratamento, de forma
a possibilitar a ocorrência de remoção, pois em corpos receptores sensíveis, tais como
lagos, represas e estuários, que estão sujeitos a problemas de poluição, como a
eutrofização, a remoção biológica e química de nutrientes assume grande importância.
Assim, novas tecnologias devem objetivar não somente a remoção de matéria
orgânica, mas também a remoção de nitrogênio e fósforo (Delazare, 2004).
Capítulo 1 27
As técnicas convencionais de remoção de P, tais como a decantação primária associada
a lodos ativados ou filtros biológicos, não são suficientes para assegurar baixas
concentrações de P no efluente tratado. Em casos de severas restrições de lançamento
aos teores de P, a precipitação físico-química (defosfatação), permanece sendo a
melhor opção.
3.4.1 Princípios da Remoção Biológica de Fósforo (EBPA)
A remoção biológica de fósforo é um processo de tratamento de águas residuárias
baseada no enriquecimento seletivo de bactérias acumuladoras de poli-fosfatos
inorgânicos (PAB), que incorporam o fosfato na biomassa celular. Este é
subseqüentemente removido do processo no lodo biológico excedente. O processo de
remoção biológica de fósforo envolve um metabolismo microbiano cíclico por meio de
diferentes biopolímeros de acumulação microbiana, como poli-fosfatos, PHA e
glicogen (BASHAN et al., 2004). Dentre os vários gêneros de bactérias envolvidas no
processo, o gênero mais representativo é o das bactérias Acinetobacter.
O metabolismo cíclico é induzido por microrganismos através da alternância das
condições anaeróbia/aeróbia. A incubação anaeróbia é inicialmente rica em substratos
carbonáceos rapidamente biodegradáveis, sem a presença de receptores de elétrons
(O
2
e NO
3-
). Já a incubação aeróbia é pobre em carbono com a presença de receptores
de elétrons (GONÇALVES, 1993).
O processo ocorre da seguinte maneira: durante o período anaeróbio os
microrganismos presentes no lodo, liberam ortofosfato solúvel, como uma única
possibilidade de obter energia para o consumo da matéria orgânica e fontes de
carbono, acumulando biopolímeros (principalmente PHA e glicogen). A fonte de
energia para esses processos é derivada principalmente de poli-fosfatos (BASHAN et
al., 2004). A energia é fornecida pela hidrólise das moléculas poli-P, sendo utilizada na
síntese de reservas intracelulares de poli-hidroxibutiratos (PHB) a partir de substratos
carbonáceos simples, tais como, os ácidos voláteis graxos de curta cadeia carbonácea -
AGV. Para formação de PHB, o acetato e o propinato (que se constitui quase que
exclusivamente nos substratos carbonáceos utilizados na formação do PHB), em
solução sob a forma aniônica, são transportados através da célula citoplasmática como
moléculas neutras. A neutralização ocorre mediante reação com um próton H+,
produzido pela hidrólise dos poli-P e que reduz o pH intracelular que o organismo
tende a manter constante. A hidrólise dos poli-P gera uma liberação de cátions K+, Mg
+
e Ca
+
, e de ânions H
2
PO
4
-
(GONÇALVES, 1993).
Quando as condições do bioreator mudam para aeróbias, as reservas intracelulares de
PHB e certa quantidade de substrato carbonáceo extracelulares são oxidados via o
ciclo de Krebs. Tanto o O
2
como o NH
3
podem servir como aceptores de elétrons no
processo, que tem como produto final ATP, CO
2
e NADH. A energia então produzida é
utilizada no catabolismo e anabolismo celular. Esta energia serve também à produção
de ATP e posterior recomposição das reservas intracelulares de poli-P (GONÇALVES,
1993). A re-incorporação do ortofosfato em novo polifosfato microbiano, consume
mais do que a quantia originalmente liberada (durante o processo anaeróbio),
Capítulo 1 28
ocorrendo assim, uma eliminação de até 100% do ortofosfato do efluente (luxury
uptake). A Figura 4 é uma representação esquemática do comportamento das
bactérias acumuladoras de fosfato (PAB), durante a alternância A/O.
Figura 4: Representação esquemática do comportamento das PAB na alternância A/O. (Fonte: Costa
et al., 2007)
Estes mecanismos conferem as bactérias Bio-P vantagens na competição pelo substrato
carbonáceo ao longo do ciclo A/O. Sua presença pode ser avaliada indiretamente através
do teor de fósforo em lodos biológicos, que atinge valores de 1,5 a 2% (Pt / SST) em lodos
de ETEs convencionais e maiores que 3% em lodos de ETEs defosfatantes (TÉTREALUT et
al., 1986 apud GONÇALVES, 1993).
Para que o processo de remoção biológica de fósforo seja bem sucedido, a interação
entre diferentes biopolímeros microbianos intracelulares e, a adsorção de ortofosfatos de
uma água residuária é de essencial importância.
Recentes estudos reportam que os processos de remoção biológica de fósforo com
reatores operando com fases anaeróbia/anóxica/aeróbia, exibem alto desempenho na
remoção da matéria orgânica, nitrogênio e fósforo. Chung e Ouyang (2000), por exemplo,
obtiveram eficiência de 96,7% (matéria orgânica), 70% (nitrogênio total) e 100% (fósforo
total). A remoção biológica de fósforo foi completa em dois sistemas diferentes: um
reator em batelada seqüencial (RBS) anaeróbio/anóxico e em reator em batelada
seqüencial (RBS) anaeróbio/aeróbio. Costa et al. (2007), trabalharam com reator híbrido
em bateladas seqüenciais (RHBS) com 3 ciclos diários de 8 horas cada, cada ciclo com as
seguintes fases (enchimento, anóxico, aeróbio, sedimentação e retirada) obtiveram
eficiências de remoção de 86% (matéria orgânica), 73% (nitrificação/desnitrificação) e
80% (fosfato).
Alguns parâmetros ambientais desempenham um importante papel no crescimento de
organismos acumuladores de fósforo (PAOs) em águas residuárias, resultando numa
melhor eficiência de remoção biológica de fósforo. Entre eles, podemos citar, pH,
temperatura, DQO, fósforo, magnésio, cálcio e potássio, tempo de detenção celular e
aeração excessiva.
3.4.2 Remoção Físico-Química de Fósforo
Os processos físico-químicos de polimento para tratamento de efluentes iniciaram-se
em 1870, na Inglaterra. Foram muito utilizados nos EUA entre os anos de 1890 e 1900,
ANAERÓBIO / “Seletor” AERÓBIO/ “Reator”
Início
InícioFinal
PO
4
-P
DBO
5
fácil
degradável/
esgoto bruto
Final
PO
4
-P
CO
2
+H
2
O
(energia)
c PO
4
-P
A
tempo
“luxery uptake”
P - liberação
do lodo
P - assimilação do lodo
B
C
P-concentração do
esgoto/ ou PO
4
NH
4
ANAERÓBIO AERÓBIO
Capítulo 1 29
sendo abandonados em função da utilização do tratamento biológico (METCALF &
EDDY, 1995 apud FERRARI, 2004). Entre as décadas de 1960 e 1970 a capacidade dos
sais de alumínio e ferro em precipitar fósforo ganhou atenção, impulsionada pela meta
de redução da em corpos d’água receptores. Atualmente a precipitação com sais de
alumino e fósforo é o método mais comum de remoção de fósforo (∅DEGAARD et al.,
1990).
Os processos químicos, aplicados em tratamento de efluentes, são utilizados
principalmente para desinfecção, precipitação do fósforo e coagulação de partículas de
matéria orgânica presentes nos vários estágios do tratamento (TCHOBANOGLOUS,
2003). A precipitação química promove um efluente clarificado praticamente livre de
matéria orgânica em suspensão ou em estado coloidal (FERRARI, 2004). A tabela 1
compara eficiências médias de remoção de matéria orgânica com aplicação de
precipitação química em comparação com método físico.
Tabela 1: Eficiências médias de remoção (Adaptado de Tchobanoglous, 2003)
Matéria Orgânica
Eficiências
Precipitação Química Decantação
Matéria em suspensão 80 – 90% 50 – 70%
DBO
5
50 – 80% 25 – 45%
DQO 30 – 60%
Bactérias 80 – 90% 25 – 75%
As impurezas contidas em águas residuárias variam de centímetros a Angstrons.
Partículas de menores dimensões (0,01um a 1um) são denominadas colóides,
permanecendo longos períodos em suspensão. Para remoção desses colóides é prática
comum a adição de coagulantes, que promovam a desestabilização dos mesmos.
Muitos são os coagulantes utilizados em tratamento de água e efluente, sendo os mais
comuns compostos de sais de alumínio e ferro. A Tabela 2 apresenta alguns
coagulantes e suas propriedades.
Tabela 2: Propriedades de coagulantes (Adaptado de Tchobanoglous, 2003)
Coagulante
Fórmula
Peso (g/mol)
Faixa de pH
Sulfato de Alumínio Al
2
(SO
4
)
3
. 18 H
2
O 666,5 5,0 – 8,0
Sulfato Férrico Fe
2
(SO
4
)
3
399,9 5,0 – 11,0
Sulfato Ferroso FeSO
4
. 7 H
2
O 278 8,5 – 11,0
Cloreto Férrico FeCl
3
. 6 H
2
O 162,2 5,0 – 11,0
Cal
Ca(OH)
2
-
(CaO)
56,1
Cloreto de Polialumínio
(PAC)
Al
n
(OH)
m
(Cl
3
)
n-m
Polímero de alto peso molecular 5,0 – 10,0
A remoção de fósforo de águas residuárias envolve sua incorporação a partículas
presentes no meio líquido, como sólidos, microorganismos ou espécies químicas
precipitadas, sendo subsequentemente removido. A precipitação química do fósforo é
alcançada através da adição de sais metálicos a base de Al, Fe e Ca, sendo os cátions
formados desses metais os responsáveis pela remoção. No processo de tratamento de
esgotos sanitários, seja aeróbio ou anaeróbio, a fração orgânica do fósforo e os
Capítulo 1
polifosfatos de alto p
eso molecular são hidrolisados, transformando
ortofosfatos. Este fenômeno químico tem importância significativa quando se
considera a remoção de fósforo por precipitação química. Assim sendo, de acordo com
o estágio do processo de tratamento de esgot
encontradas na forma de polifosfatos, ortofosfatos e fósforo orgânico, em sua maioria
na forma solúvel (MARGUTHI
A adição de coagulantes ao sistema de tratamento de efluentes pode acontecer em
vários pontos,
de diferentes maneiras. Três condições principais de aplicação de
coagulan
tes para remoção de fósforo dos efluentes são consideradas:
primária ou pré-
precipitação; Precipitaçã
Precipitação terciária ou pós
adições de coagulante, conhecido como “Split” (Quadro 3).
Quadro 3:
Opções de aplicação de coagulantes químicos em sistemas de tratamento de esgotos
(Adaptado de Tchobanoglous,
2003)
Pré-precipitação
Co-precipitação
Efluente de etapas de tratamento biológico antes da etapa secundária.
Pós-precipitação
“Split”
Capítulo 1
eso molecular são hidrolisados, transformando
ortofosfatos. Este fenômeno químico tem importância significativa quando se
considera a remoção de fósforo por precipitação química. Assim sendo, de acordo com
o estágio do processo de tratamento de esgot
os, as espécies fosforadas serão
encontradas na forma de polifosfatos, ortofosfatos e fósforo orgânico, em sua maioria
na forma solúvel (MARGUTHI
et al
., 2009).
A adição de coagulantes ao sistema de tratamento de efluentes pode acontecer em
de diferentes maneiras. Três condições principais de aplicação de
tes para remoção de fósforo dos efluentes são consideradas:
Precipitação
precipitação; Precipitaçã
o simultânea ou co-
precipitação e
Precipitação terciária ou pós
-precipitação.
Há ainda a possibilidade de múltiplas
adições de coagulante, conhecido como “Split” (Quadro 3).
Opções de aplicação de coagulantes químicos em sistemas de tratamento de esgotos
2003)
ADIÇÃO DO COAGULANTE
Etapas de sedimentação primária
Efluente de etapas de sedimentação primária;
Licor misto de processo de lodo ativado;
Efluente de etapas de tratamento biológico antes da etapa secundária.
Efluente de etapa de sedimentação secundária
Várias aplicações ao longo da linha de tratamento
30
eso molecular são hidrolisados, transformando
-se em
ortofosfatos. Este fenômeno químico tem importância significativa quando se
considera a remoção de fósforo por precipitação química. Assim sendo, de acordo com
os, as espécies fosforadas serão
encontradas na forma de polifosfatos, ortofosfatos e fósforo orgânico, em sua maioria
A adição de coagulantes ao sistema de tratamento de efluentes pode acontecer em
de diferentes maneiras. Três condições principais de aplicação de
Precipitação
precipitação e
Há ainda a possibilidade de múltiplas
Opções de aplicação de coagulantes químicos em sistemas de tratamento de esgotos
Efluente de etapas de tratamento biológico antes da etapa secundária.
Capítulo 1 31
Para Marguthi et al. (2009), a grande vantagem da adoção de processos físico-químicos
de remoção de fósforo em relação aos processos biológicos reside em sua grande
flexibilidade, sendo facilmente adaptados em sistemas de tratamento existentes ou
projetados. Já as desvantagens residem principalmente no aumento de salinidade e
produção de lodo, em comparação com sistemas convencionais de tratamento de
esgotos sanitários. Dependendo da condição de aplicação do coagulante, efeitos
inibitórios nos processos biológicos, como redução de pH e alcalinidade podem ser
verificados, além da necessidade de implantação de novas unidades operacionais
(mistura rápida e floculação) (SANTOS, 2006).
3.4.2.1 Precipitação com sais de ferro
A precipitação de fosfatos com coagulantes a base de sais de ferro é regida por uma
equação química básica, onde o íon Fe
3+
reage com a forma de fosfato, resultando em
um sal insolúvel de fosfato férrico. A equação pode ser visualizada a seguir:
Fe
3+
+ H
n
PO
4
3-n
↔ FePO
4
+ nH
+
(1)
O comportamento do ferro como coagulante em meio aquoso é relativamente
complexo, principalmente quanto a sua termodinâmica. O íon férrico está envolvido
em reações de hidrólise e precipitação química de hidróxidos e fosfatos férricos. A
Tabela 3 apresenta as principais reações químicas que envolvem o comportamento do
íon férrico, e suas respectivas constantes de equilíbrio.
Tabela 3: Reações e constantes de equilíbrio para hidróxidos de ferro
Reações
Constantes de equilíbrio (log K)
Tchobanoglous, 2003
Stumm and Morgan, 1970
Fe(OH)
3(s)
+ 3H
+
Fe
3+
+ 3H
2
O 3,2 --
Fe(OH)
3(s)
+ 2H
+
FeOH
2+
+ 2H
2
O
1,0
-
2,2
Fe(OH)
3(s)
+ H
+
Fe(OH)
2
+
+ 2H
2
O
-
2,5
-
5,7
Fe(OH)
3(s)
Fe(OH)
3(aq)
-12 -12
Fe(OH)
3(s)
+ H
2
O
FeOH
4
-
+ H
+
-
18,4
-
22
Muitos autores descreveram em seus trabalhos os vários produtos formados quando
sais de ferro são adicionados a meios líquidos (STUMM & MORGAN, 1970; SNOEYINK &
JENKINS, 1980; LUEDECKE et al. 1989; AMIRTHARAJAHH & O`MÉLIA, 1990). Fytianos et
al. (1998), em seu trabalho sobre modelagem da remoção de fósforo apresenta 15
possíveis equilíbrios envolvendo íons férrico e fosfatos e 4 fases sólidas, formando
produtos simples e complexos. A Figura 5 sintetiza os mecanismos envolvidos quando
sais metálicos a base de ferro são adicionados a águas residuárias.
Capítulo 1
Figura 5:
Esquema dos mecanismos envolvidos na adição de sais de ferro a águas residuárias.
Hahn apud
∅
DEGAARD
et al
, 1990)
A relação molar Fe:P estequiométrica para o precipitado de fósforo formado é 1:1
(equação 1).
Por envolver vários equilíbrios e suas respect
influê
ncias diretas da alcalinidade, pH, elementos traço e ligantes encontrados e
águas r
esiduárias, esta relação estequiométrica na prática não é observada, sendo a
equação um (1) inadequada
fósforo. N
este caso, testes em bancada e até mesmo em escala real tem d
realizados (TCHOBANOGLOUS
A ação de sais de íons metálicos (Fe e Al) pode ser melhor compreendida com o auxílio
de diagrama de solubilidade, utilizados como referência (Figura 6). Este, porém,
envolvem somente as espécies mononuclerares, já que espécies polinucleares são
extremamente dependentes da química associada às águas residuárias.
Capítulo 1
Esquema dos mecanismos envolvidos na adição de sais de ferro a águas residuárias.
A relação molar Fe:P estequiométrica para o precipitado de fósforo formado é 1:1
Por envolver vários equilíbrios e suas respect
ivas constantes, e sofrer
ncias diretas da alcalinidade, pH, elementos traço e ligantes encontrados e
esiduárias, esta relação estequiométrica na prática não é observada, sendo a
para estimativa da dosagem necessária à remoção de
este caso, testes em bancada e até mesmo em escala real tem d
realizados (TCHOBANOGLOUS
, 2003).
A ação de sais de íons metálicos (Fe e Al) pode ser melhor compreendida com o auxílio
de diagrama de solubilidade, utilizados como referência (Figura 6). Este, porém,
envolvem somente as espécies mononuclerares, já que espécies polinucleares são
extremamente dependentes da química associada às águas residuárias.
32
Esquema dos mecanismos envolvidos na adição de sais de ferro a águas residuárias.
(Fonte:
A relação molar Fe:P estequiométrica para o precipitado de fósforo formado é 1:1
ivas constantes, e sofrer
ncias diretas da alcalinidade, pH, elementos traço e ligantes encontrados e
m
esiduárias, esta relação estequiométrica na prática não é observada, sendo a
para estimativa da dosagem necessária à remoção de
este caso, testes em bancada e até mesmo em escala real tem d
e ser
A ação de sais de íons metálicos (Fe e Al) pode ser melhor compreendida com o auxílio
de diagrama de solubilidade, utilizados como referência (Figura 6). Este, porém,
envolvem somente as espécies mononuclerares, já que espécies polinucleares são
Capítulo 1
Figura 6
: Diagramas de solubilidade para íons Fe
3.4.2.2 Precipitação com sais de alumínio
Quando adicionados
a águas residuárias, os sais contendo alumínio precipitam com o
fosfato presente, formand
o fosfato de alumínio (equação 2
no processo de precipitação do fosfato de alumínio foram objeto de estudo de vários
pesquisadores (POPEL,
1969; LECKIE & STUMM, 1970; RECHT & GASSEMI,1979
unânime a opinião de que a precipitação do fósforo envolve processos simultâneos e
sucessivos durante a reação e floculação.
Al
3+
+ H
n
PO
4
3-n
↔
AlPO
4
+
n
H
+
Os principais processos envolvidos após a adição de sais de alumínio à água resi
estão esquematizados na F
igura
superfície de partículas carregadas negativamente, formando os núcleos dos colóides.
As moléculas de hidróxido em solução sofrem adsorção de ânions presentes no meio
líquido, como fosfatos, sulfatos, ácidos orgânicos de cadeias curtas entre outros
Figura 7
: Esquema dos mecanismos envolvidos na adição de sais de alumínio a águas residuárias
Adaptado de Fettig
et al
.; 1990).
Capítulo 1
: Diagramas de solubilidade para íons Fe
3+
e Al
3+
(Fonte: TCHOBANOGLOUS ET AL, 2003).
3.4.2.2 Precipitação com sais de alumínio
a águas residuárias, os sais contendo alumínio precipitam com o
o fosfato de alumínio (equação 2
). Os equilíbrios envolvidos
no processo de precipitação do fosfato de alumínio foram objeto de estudo de vários
1969; LECKIE & STUMM, 1970; RECHT & GASSEMI,1979
unânime a opinião de que a precipitação do fósforo envolve processos simultâneos e
sucessivos durante a reação e floculação.
+
Os principais processos envolvidos após a adição de sais de alumínio à água resi
igura
7. O Al(OH)
3
pode precipitar em solução
superfície de partículas carregadas negativamente, formando os núcleos dos colóides.
As moléculas de hidróxido em solução sofrem adsorção de ânions presentes no meio
líquido, como fosfatos, sulfatos, ácidos orgânicos de cadeias curtas entre outros
: Esquema dos mecanismos envolvidos na adição de sais de alumínio a águas residuárias
33
(Fonte: TCHOBANOGLOUS ET AL, 2003).
a águas residuárias, os sais contendo alumínio precipitam com o
). Os equilíbrios envolvidos
no processo de precipitação do fosfato de alumínio foram objeto de estudo de vários
1969; LECKIE & STUMM, 1970; RECHT & GASSEMI,1979
), sendo
unânime a opinião de que a precipitação do fósforo envolve processos simultâneos e
(2)
Os principais processos envolvidos após a adição de sais de alumínio à água resi
duária
pode precipitar em solução
ou sob a
superfície de partículas carregadas negativamente, formando os núcleos dos colóides.
As moléculas de hidróxido em solução sofrem adsorção de ânions presentes no meio
líquido, como fosfatos, sulfatos, ácidos orgânicos de cadeias curtas entre outros
.
: Esquema dos mecanismos envolvidos na adição de sais de alumínio a águas residuárias
(Fonte:
Capítulo 1 34
Para Fettig et al.; (1990), a precipitação do fosfato de alumínio envolve três etapas
principais: precipitação do Al(OH)
3
, adsorção de ânions PO
4
3-
à superfície do hidróxido
e precipitação do complexo formado (Al
y
PO
4
(OH)
3y-3
). A formação de outros complexos
dependerá principalmente da dose empregada do coagulante e do pH do meio.
∗ Fatores que afetam a remoção química do fósforo
Em resumo, o íon metálico presente no produto químico com ação coagulante reage
com o PO
4
3-
presente no despejo, formando um precipitado. Essa reação pode ser
influenciada por diversos fatores, já que as águas residuárias são misturas
extremamente complexas. Dois grupos principais podem ser identificados: fatores que
afetam diretamente a remoção de fósforo e fatores que afetam os mecanismos
envolvidos na precipitação de partículas. Embora pareçam compartilhar do mesmo
objetivo, existem diferenças primordiais entre esses dois grupos de fatores.
Para Fytianos et al., (1998), os principais parâmetros que afetam a remoção de
fosfatos são a dosagem do coagulante, pH final e a concentração inicial de fósforo.
Tchobanoglous (2003) identificam, além destes, outros fatores como concentração de
SST, alcalinidade, custos do produto químico, gerenciamento do lodo gerado, métodos
de disposição e compatibilidade do produto químico com outras etapas do
tratamento.
No que tange aos mecanismos envolvidos na precipitação, todas as etapas de uma
unidade clássica de coagulação/floculação representam possíveis pontos de
preocupação. A duração e intensidade da mistura rápida, aliado ao design das
unidades, foram parâmetros amplamente discutidos em pesquisas básicas sobre o
tema (HUDSON & WOLFNER, 1967; VRALE & JORDEN, 1971; KAWAMURA, 1976; Camp,
1968; LETTERMAN et al., 1973), resultando em recomendações conflitantes,
principalmente quanto à duração da etapa. Pesquisas recentes foram desenvolvidas
com foco na otimização da mistura rápida (ROSSINI et al., 1998; KAN, 2002; NEUPANE
et al., 2008), sendo esta considerada essencial para o desenvolvimento da reação de
coagulação.
Observou-se, no decorrer de décadas de estudos, que o gradiente de velocidade
escolhido para o processo de coagulação é um fator relevante. Este influencia
diretamente o tipo de mecanismo de desestabilização da carga superficial da partícula,
resultando assim na preferência de formação de um precipitado por outro. Amirtharaj
e colaboradores desenvolveram trabalhos pioneiros nos quais concluem que o
gradiente de velocidade, imposto principalmente na etapa de mistura rápida afeta
diretamente o mecanismo de desestabilização da partícula. O gradiente ainda pode ser
decisivo para a permanência da partícula coagulada como floco passível de
sedimentação, já que altos gradientes de velocidade são capazes de quebrar os flocos
formados.
Capítulo 1 35
3.5 Fundamentos da química associada à remoção de partículas
3.5.1 Coagulação e Floculação
A coagulação e floculação tem por finalidade transformar as impurezas que se
encontram em suspensão, estado coloidal ou em solução em partículas maiores, para
remoção por sedimentação, filtração ou flotação. (CAMPOS & POVINELLI, 1976).
Coagulação é o processo pelo qual ocorre a desestabilização de partículas coloidais,
fazendo com que essas cresçam e adquiram peso suficiente para que sua remoção
possa ocorrer. Segundo Letterman et al (1999) o processo de coagulação incrementa a
tendência de pequenas partículas em suspensões aquosas a unirem-se umas as outras.
O processo de coagulação é complexo, envolvendo muitas reações e transferências de
massa. Geralmente é dividido em três etapas básicas: formação do coagulante,
desestabilização da partícula e colisão interpartículas. Os dois primeiros ocorrem
durante e imediatamente após a dispersão do coagulante químico, através da mistura
rápida. A colisão interpartículas, que resulta na formação do floco, inicia-se na mistura
rápida, mas ocorre predominantemente na etapa de floculação (LETTERMAN et al,
1999). A espécie coagulante ativa formada imediatamente após a adição do
coagulante promove a desestabilização e o contato dos colóides em suspensão (KAN,
2002).
O propósito da floculação é a formação de agregados ou flocos de partículas finamente
divididas provenientes do processo de coagulação. Estas podem ser eficientemente
removidas em processos de separação subseqüentes, como a sedimentação, flotação e
filtração (LETTERMAN et al, 1999). Existem dois tipos de floculação: a microfloculação
ou floculação pericinética e a macrofloculação ou floculação ortocinética. A
microfloculação é regida pelo movimento browniano intrínseco do fluido, sendo
significante para partículas na faixa de 0,001 a 1um. Já a macrofloculação abrange
partículas maiores que 1um através da indução de um gradiente de velocidade e
differential settling (TCHOBANOGLOUS, 2003).
A coagulação e floculação podem ser verificadas em escala de bancada através da
realização de ensaios “Jar-test”, que são utilizados para determinação da dosagem
ótima de aplicação de coagulantes em águas. Para simular as três etapas principais do
processo de remoção de partículas (coagulação-floculação-sedimentação), utiliza-se o
aparelho Jar-test (LIBÂNIO et al, ????), constituído de 6 jarros, que fornece gradiente
de velocidade entre 10 a 2000s
-1
(DI BERNARDO et al, 2002). Baseado no diagrama de
coagulação do produto a ser testado como coagulante e no mecanismo de coagulação,
obtêm-se o gradiente de velocidade e tempo necessário para a mistura rápida, mistura
lenta e sedimentação.
Em estudo desenvolvido por Ebeling et al (2003), avaliando remoção de sólidos
suspensos e fósforo em efluente de recirculação para aquacultura, 2L de amostra
foram ensaiados a 1 minuto de mistura rápida a 150 rpm, 20 minutos de mistura lenta
a 20 rpm e 30 minutos de sedimentação. A eficiência de remoção de ortofosfato
Capítulo 1 36
utilizando sal de alumínio e cloreto férrico chegou a 89 e 93% respectivamente, com
dosagem de 90mg/L e concentração final chegando a 0,3mg/L-P.
Alternativamente, Wang et al. (2005) em seu estudo de otimização de remoção de
fósforo de efluentes secundários utilizou um protocolo de ensaio compreendendo
400mL de amostra a 1 minuto de mistura rápida a 200 rpm, 30 minutos de mistura
lenta a 30 rpm e 30 minutos de sedimentação. A remoção de ortofosfato foi maior que
a de fósforo total. A eficiência de remoção máxima de fósforo total obtida para sulfato
férrico, sulfato de alumínio e cloreto de polialumínio foi de 87,3, 95,6 e 94%
respectivamente, sendo o residual de fósforo 0,35, 0,12 e 0,16mg/L-P,
respectivamente.
3.5.2 Sistemas Coloidais
Um sistema coloidal é aquele no qual as partículas se encontram em estado finamente
dividido e dispersas em um meio contínuo (SANTOS, 2006). Por apresentarem grande
superfície de contato, produzem tensões e/ou não saturação, resultando em grande
adsorção superficial.
As partículas coloidais são definidas por seu tamanho, que varia de 10
-6
a 10
-3
mm, o
que torna difícil sua distinção de outros tipos de partículas em solução e/ou
suspensão. São classificadas ainda quanto sua afinidade pelo meio líquido, em
hidrofílicas e hidrofóbicas. Partículas coloidais hidrofílicas são compostas de grupos
polares, solúveis em água, que formam uma película protetora, tornando o colóide
muito estável (micelas hidrofílicas). São exemplos de colóides hidrofílicos os sabões,
graxas, proteínas e substâncias húmicas. Já as partículas coloidais hidrofóbicas são
formadas de compostos e materiais insolúveis em água que possuem propriedades
eletrocinéticas, definidas como potencial zeta. Argilas e alguns íons metálicos são
exemplos clássicos de colóides hidrofóbicos (DI BERNARDO et al, 2002).
3.5.3 Desenvolvimento de carga superficial em colóides (Establilidade de sistemas
coloidais)
Quando uma partícula em suspensão se aproxima de outra, forças surgem tendendo a
manter as superfícies afastadas. A força repulsiva é causada pela interação da dupla
camada elétrica da superfície da partícula. Em contrapartida, forças contrárias surgem,
interagindo com as superfícies, tendendo a uni-las, denominada força atrativa,
resultado das interações de van der Waals. Estas duas forças, repulsiva e atrativa,
surgem de polarizações elétricas e magnéticas espontâneas, que criam um campo
eletromagnético entre as partículas e o espaço entre elas. A teoria da estabilidade de
colóides DLVO, desenvolvida por Derjaguin, Landau, Verwey e Overbeek, foi baseada
no entendimento das forças repulsiva e atrativa (LETTERMAN et al, 1999). São dois os
tipos de estabilização de sistemas coloidais: a estabilização eletrostática e a
estabilização estérica.
Capítulo 1
3.5.3.1 Estabilização eletrostática
A maioria das
partículas orgânicas e inorgânicas encontradas na água possui carga
superficial, geralmente negativa. São três os processos responsáveis pelo
desenvolvimento dessa carga: reações dependentes do pH (doação e receptação de
prótons), reações com outros solut
1976).
Em uma superfície plana carregada negativamente, em contato com um líquido que
contenha íons positivos e negativos dissolvidos, um acúmulo de cargas positivas
próximo à superfície da fase sólida (c
se distancia da mesma, o número de íons de carga oposta se iguala, formando a
camada difusa (Figura 8
), que abrange o limite da camada compacta e se estend
limite externo (
CAMPOS & POVINELLI, 1976
A du
pla camada é constituída deste sistema de cargas, superfície de colóides e
camadas de sinal contrário. A teoria da dupla camada foi desenvolvida por
Stern
para explicar os comportamentos eletrocinéticos das partículas coloidais
Figura 8:
Composição da dupla camada
3.5.3.2 Potencial Zeta
Todas as partículas coloidais dispersas em água, com pH entre 5 e 10, possuem carga
neg
ativa devido a adsorção seletiva de íons eletronegativos. Por esse motivo os
estudos de coagulação-
floculação são baseados em modelos de partículas coloidais
negativas.
Aplicando-
se um campo elétrico em uma solução que contenha partículas carregadas,
estas serão atraídas em direção a um dos eletrodos, arrastando assim uma nuvem de
Capítulo 1
3.5.3.1 Estabilização eletrostática
partículas orgânicas e inorgânicas encontradas na água possui carga
superficial, geralmente negativa. São três os processos responsáveis pelo
desenvolvimento dessa carga: reações dependentes do pH (doação e receptação de
prótons), reações com outros solut
os e substituição isomórfica (
CAMPOS & POVINELLI,
Em uma superfície plana carregada negativamente, em contato com um líquido que
contenha íons positivos e negativos dissolvidos, um acúmulo de cargas positivas
próximo à superfície da fase sólida (c
amada compacta) será observado. À medida que
se distancia da mesma, o número de íons de carga oposta se iguala, formando a
), que abrange o limite da camada compacta e se estend
CAMPOS & POVINELLI, 1976
).
pla camada é constituída deste sistema de cargas, superfície de colóides e
camadas de sinal contrário. A teoria da dupla camada foi desenvolvida por
para explicar os comportamentos eletrocinéticos das partículas coloidais
Composição da dupla camada
(Fonte: Adaptado de CAMPOS & POVINELLI, 1976)
Todas as partículas coloidais dispersas em água, com pH entre 5 e 10, possuem carga
ativa devido a adsorção seletiva de íons eletronegativos. Por esse motivo os
floculação são baseados em modelos de partículas coloidais
se um campo elétrico em uma solução que contenha partículas carregadas,
estas serão atraídas em direção a um dos eletrodos, arrastando assim uma nuvem de
37
partículas orgânicas e inorgânicas encontradas na água possui carga
superficial, geralmente negativa. São três os processos responsáveis pelo
desenvolvimento dessa carga: reações dependentes do pH (doação e receptação de
CAMPOS & POVINELLI,
Em uma superfície plana carregada negativamente, em contato com um líquido que
contenha íons positivos e negativos dissolvidos, um acúmulo de cargas positivas
amada compacta) será observado. À medida que
se distancia da mesma, o número de íons de carga oposta se iguala, formando a
), que abrange o limite da camada compacta e se estend
e até o
pla camada é constituída deste sistema de cargas, superfície de colóides e
camadas de sinal contrário. A teoria da dupla camada foi desenvolvida por
Gouy e
para explicar os comportamentos eletrocinéticos das partículas coloidais
.
Todas as partículas coloidais dispersas em água, com pH entre 5 e 10, possuem carga
ativa devido a adsorção seletiva de íons eletronegativos. Por esse motivo os
floculação são baseados em modelos de partículas coloidais
se um campo elétrico em uma solução que contenha partículas carregadas,
estas serão atraídas em direção a um dos eletrodos, arrastando assim uma nuvem de
Capítulo 1 38
íons. O potencial na superfície desta nuvem (plano de cisalhamento) é denominado
potencal zeta (SANTOS, 2006). Seu valor muda dependendo da composição da solução,
principalmente pH e concentração de íons.
De acordo com Johnson e Alexander, o potencial zeta (ζ) é a energia requerida para se
trazer uma carga unitária, desde o infinito até o plano de cisalhamento, ou seja, é a
medida do potencial elétrico entre a superfície externa da camada compacta que se
desenvolve ao redor da partícula e o meio líquido ao qual ela está inserida (Figura 9). O
potencial zeta é um valor mensurável que é freqüentemente utilizado para indicar a
estabilidade de uma solução coloidal (TCHOBANOGLOUS, 2003).
Figura 9: Potencal zeta segundo Johnson e Alexander (Fonte: CAMPOS & POVINELLI, 1976)
3.5.4 Desestabilização de colóides
A estabilidade dos colóides é diretamente dependente de seu potencial zeta.
Partículas com valores acima -30mV ,negativemente, possuem estabilidade crescente.
A partir de valores próximos a -10mV uma tendência à aglomeração pode ser
observada, sendo que a redução a potencial zero assegura a desestabilização da
partícula.
Em uma suspensão coloidal, quando duas partículas coloidais similares se aproximam,
suas camadas difusas interagem e se repelem. Não havendo força atrativa capaz de
superar a repulsão, não há agregação (SANTOS, 2006). Segundo Amirtharajah e
O`Mélia (1991) são quatro mecanismos responsáveis pela desestabilização de cargas:
Maior parte
da Adução
Camada Difusa
Plano de Cisalhamento
Potencial Eletrostático
Distância
Potencial Zeta
Força Repulsiva
Eletrocinética
L
Distância a qual se emprega para produzir a floculação
Barreira de Energia
Força Resultante
Força Atrativa de Van Der Waals
Distância entre as Superfícies
AtraçãoAtração
Força
Capítulo 1 39
(a) compressão da camada difusa, (b) adsorção e neutralização de cargas, (c) adsorção
e formação de pontes e (d) varredura.
No mecanismo de compressão da camada difusa, um eletrólito indiferente (sem ação
específica sobre as partículas coloidais) é adicionado à dispersão coloidal, atraindo os
íons de carga contrária em direção à superfície da partícula, penetrado na camada
difusa. Com o aumento da concentração de íons na camada difusa, o efeito de
repulsão exercido pela partícula diminui, comprimindo a camada. Quando a
compressão da camada é suficiente, forças de van der Walls, inerentes de todos os
materiais, promovem a adesão das partículas (O`MÉLIA, 1970 apud SANTOS, 2006).
Segundo Di Bernardo (2002), os principais aspectos relacionados ao fenômeno de
compressão da camada difusa são: a) a quantidade de eletrólitos necessários para
conseguir a coagulação é independente da concentração de colóides no meio; b) a
reestabilização de cargas dos colóides não acontece, independentemente da
quantidade de eletrólitos aplicada.
Na adsorção e neutralização de cargas, uma espécie química capaz de adsorver na
superfície da partícula coloidal provoca a desestabilização da mesma. Isso só acontece
quando a carga da espécie química é contrária à carga da superfície do colóide, sendo
esta atração resultante de interações do tipo ligação de hidrogênio, reações de
coordenação, ligações covalentes e reações de troca iônica (DI BERNARDO, 2002).
O mecanismo de adsorção e neutralização de cargas permite a reestabilização das
partículas coloidais quando se aplica uma superdosagem do coagulante, através da
reversão de carga superficial. A possibilidade de reversão pode ser explicada devido à
intensidade das interações de atração ser muito mais significativa que os efeitos
eletrostáticos apresentados pelo mecanismo de compressão da camada difusa.
Entre o mecanismo de compressão de camada difusa e o mecanismo de adsorção-
neutralização de cargas, as principais diferenças são: a) as espécies adsorvíveis são
capazes de destabilizar os colóides em dosagens muito inferiores as necessárias para
compressão da camada difusa; b) a concentração de colóides e a quantidade de
espécies desestabilizantes segue relação estequiométrica; c) a dosagem excessiva de
espécies adsorvíveis possibilita a reversão de carga superficial das partículas coloidais
(DI BERNARDO, 2002).
Quando sais ou hidróxidos metálicos são adicionados como coagulantes em altas
concentrações, podem ocasionar rápida precipitação de hidróxidos ou carbonatos
metálicos. Em sua formação, estes precipitados capturam as partículas coloidais,
caracterizando o mecanismo de coagulação por varredura.
O mecanismo de coagulação por adsorção e formação de pontes é verificado
principalmente quando compostos orgânicos de grandes cadeias moleculares são
adicionados ao processo de tratamento. Estes compostos, naturais ou sintéticos,
apresentam sítios ionizáveis ao longo de suas cadeias moleculares, atuando assim
como coagulantes. Polímeros com tais características podem ser catiônicos, aniônicos,
não-iônicos ou anfolíticos (possuem sítios positivos e negativos), sendo os primeiros
Capítulo 1 40
capazes de atuar na neutralização de cargas negativas dos colóides. Já polímeros
aniônicos e não-iônicos formam pontes partícula-polímero-partícula.
3.5.5 Desestabilização de partículas com adição de eletrólitos
Para que partículas em suspensão possam agregar e formas flocos susceptíveis à
sedimentação, a redução da carga superficial da partícula ou sua supressão precisam
ser alcançadas. Dois mecanismos principais regem a desestabilização de partículas
através da adição de eletrólitos: adição de íons determinadores de potencial; e a
adição de eletrólitos indiferentes.
De acordo com Tchobanoglous (2003), a adição de íons determinadores de potencial
para promover a coagulação pode ser ilustrada através da adição de ácidos fortes ou
bases fortes; esses reduziram as cargas de óxidos ou hidróxidos de metais a valores
próximos a zero, possibilitando a coagulação. A magnitude da coagulação dependerá
da concentração de íons determinadores de potencial adicionados. Apesar de não ser
diretamente aplicável ao tratamento de águas ou esgoto, a desestabilização pela
adição de íons determinadores de potencial pode resultar em interferências
significativas na coagulação, principalmente quando correções de pH são aplicadas
(SANTOS, 2006).
Quando eletrólitos indiferentes são adicionados a uma suspensão coloidal, um
aumento em sua concentração provocará a diminuição no potencial zeta das
partículas, resultando em um decréscimo das forças repulsivas. Ao contrário do
observado em relação aos íons determinadores de potencial, um acréscimo de
concentração de eletrólitos indiferentes não provoca uma reestabilização das
partículas coloidais.
3.5.6 Desestabilização de partículas com adição de polieletrólitos
Polieletrólitos são polímeros formados por monômeros naturais, como celulose, amido
e algas, ou sintéticos de alto peso molecular. Quando adicionados a água podem
assumir cargas positivas ou negativas, sendo denominados polímeros catiônicos e
aniônicos; não assumir carga alguma, sendo considerados não-iônicos ou neutros; ou
ainda possuir sítios ionizáveis positivos e negativos, caracterizando polímeros
anfolíticos. Sua ação pode ser dividida em três categorias principais: adsorção e
neutralização de cargas, adsorção e formação de pontes poliméricas e uma mistura
das duas anteriores.
Polieletrólitos catiônicos agem como coagulantes primários, sendo capazes de diminuir
e até mesmo neutralizar as cargas de partículas em águas residuárias, já que estas são
normalmente carregadas negativamente (TCHOBANOGLOUS, 2003). Polímeros
catiônicos de alto peso molecular podem ainda neutralizar cargas e formar pontes.
Polímeros aniônicos e não-iônicos formam pontes interpartículas, ligando-se em
inúmeros sítios de adsorção na superfície das partículas. A ponte é formada quando
Capítulo 1
duas ou mais partículas são adsorvidas ao longo do compr
polimérica; essa adquire peso suficiente para sedimentação proporcionalmente a
quantidade de pontes formada (Figura 10).
Figura 10
: Formação de pontes interpartículas
3
.5.7 Desestabilização de partículas
Íons hidrolisados de saís metálicos resultam em uma desestabilização de partículas
cujo processo é bastante complexo. Através dos trabalhos pioneiros de
Morgan (1962) e Stumm and O’melia (1968)
hidrólise de sais metálicos de ferro e alumínio são os principais responsáveis pelos
efeitos observados durante a agregação de partículas. No entanto, a química envolvida
na formação das reações e produtos de hidró
(LETTERMAN
et al
., 1999). A desestabilização das partículas por adição de íons
hidrolizados de metais é dividida em três categorias principais: adsorção e
neutralização de cargas, adsorção e pontes interpartículas e var
O processo de adsorção e neutralização de cargas envolve a adsorção de espécies
hidrolisadas de metais mono e polinucleares em partículas coloidais encontradas no
esgoto, sendo que a reversão de cargas pode ocorrer com a superdosgem de sais
metáli
cos. A adsorção e pontes interpartículas também envolve a adsorção de espécies
polinucleares em conjunto com espécies poliméricas, que formam pontes polímero
partícula (TCHOBANOGLOUS, 2003).
Na varredura, altas concentrações dos sais metálicos podem caus
precipitação de seus hidróxidos metálicos, que irão capturar as partículas coloidais
presentes no meio. Com dosagem de sais metálicos apropriada, grandes quantidades
de flocos de hidróxido metálicos serão formadas, sendo que, a medida que
sedimen
tam, serão capazes de varrer o meio contendo partículas coloidais.
∗
Diagramas de coagulação
A química associada aos processos de coagulação utilizando sais metálicos é complexa,
o que resulta em um não esclarecimento teórico da ação e formação dos íons
h
idrolisados metálicos. Pesquisas pioneiras nesta área (AMIRTHARAJAH E MILLS, 1982;
JOHNSON E AMIRTHARAJAH, 1983) quantificaram qualitativamente a aplicação de sais
metálicos em função do pH, resultando em diagramas de coagulação para alumínio e
Capítulo 1
duas ou mais partículas são adsorvidas ao longo do compr
imento da molécula
polimérica; essa adquire peso suficiente para sedimentação proporcionalmente a
quantidade de pontes formada (Figura 10).
: Formação de pontes interpartículas
.
.5.7 Desestabilização de partículas
com adição de íons hidrolizados de metais
Íons hidrolisados de saís metálicos resultam em uma desestabilização de partículas
cujo processo é bastante complexo. Através dos trabalhos pioneiros de
Stumm and
Morgan (1962) e Stumm and O’melia (1968)
, sabe-
se que os produtos provenientes da
hidrólise de sais metálicos de ferro e alumínio são os principais responsáveis pelos
efeitos observados durante a agregação de partículas. No entanto, a química envolvida
na formação das reações e produtos de hidró
lise ainda não é muito bem entendida
., 1999). A desestabilização das partículas por adição de íons
hidrolizados de metais é dividida em três categorias principais: adsorção e
neutralização de cargas, adsorção e pontes interpartículas e var
redura.
O processo de adsorção e neutralização de cargas envolve a adsorção de espécies
hidrolisadas de metais mono e polinucleares em partículas coloidais encontradas no
esgoto, sendo que a reversão de cargas pode ocorrer com a superdosgem de sais
cos. A adsorção e pontes interpartículas também envolve a adsorção de espécies
polinucleares em conjunto com espécies poliméricas, que formam pontes polímero
partícula (TCHOBANOGLOUS, 2003).
Na varredura, altas concentrações dos sais metálicos podem caus
precipitação de seus hidróxidos metálicos, que irão capturar as partículas coloidais
presentes no meio. Com dosagem de sais metálicos apropriada, grandes quantidades
de flocos de hidróxido metálicos serão formadas, sendo que, a medida que
tam, serão capazes de varrer o meio contendo partículas coloidais.
Diagramas de coagulação
A química associada aos processos de coagulação utilizando sais metálicos é complexa,
o que resulta em um não esclarecimento teórico da ação e formação dos íons
idrolisados metálicos. Pesquisas pioneiras nesta área (AMIRTHARAJAH E MILLS, 1982;
JOHNSON E AMIRTHARAJAH, 1983) quantificaram qualitativamente a aplicação de sais
metálicos em função do pH, resultando em diagramas de coagulação para alumínio e
41
imento da molécula
polimérica; essa adquire peso suficiente para sedimentação proporcionalmente a
com adição de íons hidrolizados de metais
Íons hidrolisados de saís metálicos resultam em uma desestabilização de partículas
Stumm and
se que os produtos provenientes da
hidrólise de sais metálicos de ferro e alumínio são os principais responsáveis pelos
efeitos observados durante a agregação de partículas. No entanto, a química envolvida
lise ainda não é muito bem entendida
., 1999). A desestabilização das partículas por adição de íons
hidrolizados de metais é dividida em três categorias principais: adsorção e
O processo de adsorção e neutralização de cargas envolve a adsorção de espécies
hidrolisadas de metais mono e polinucleares em partículas coloidais encontradas no
esgoto, sendo que a reversão de cargas pode ocorrer com a superdosgem de sais
cos. A adsorção e pontes interpartículas também envolve a adsorção de espécies
polinucleares em conjunto com espécies poliméricas, que formam pontes polímero
-
Na varredura, altas concentrações dos sais metálicos podem caus
ar rápida
precipitação de seus hidróxidos metálicos, que irão capturar as partículas coloidais
presentes no meio. Com dosagem de sais metálicos apropriada, grandes quantidades
de flocos de hidróxido metálicos serão formadas, sendo que, a medida que
A química associada aos processos de coagulação utilizando sais metálicos é complexa,
o que resulta em um não esclarecimento teórico da ação e formação dos íons
idrolisados metálicos. Pesquisas pioneiras nesta área (AMIRTHARAJAH E MILLS, 1982;
JOHNSON E AMIRTHARAJAH, 1983) quantificaram qualitativamente a aplicação de sais
metálicos em função do pH, resultando em diagramas de coagulação para alumínio e
Capítulo 1 42
ferro (Figura 11). Embora tenham sido inicialmente desenvolvidos para aplicações em
tratamento de água, mostraram-se prontamente aplicáveis para o tratamento de
esgotos, com mínimas variações (TCHOBANOGLOUS, 2003).
Os diagramas de coagulação, quando especificam os mecanismos envolvidos no
processo, podem responder sobre as condições iniciais de mistura mais adequadas ao
tipo de mecanismo no qual a coagulação será realizada. Para mecanismos de adsorção
neutralização, a mistura deve ser rápida e intensa, ou seja, resultar em um gradiente
de mistura elevado, pois a formação das espécies hidrolisadas mono e polinucleares
processa-se rapidamente (10
-3
a 10
-2
s). Já para o mecanismo de varredura, a
intensidade da mistura pode ser diminuída, enquanto que o tempo aumentado, devido
à formação dos precipitados ocorrerem em alguns segundos.
Figura 11: Diagramas de coagulação para sais de Fe e Al. (Concentração de fase sólida em equilíbrio
com fase líquida) (Fonte: TCHOBANOGLOUS, 2003)
3.6 Produção de lodo
A gestão dos resíduos dos sistemas de tratamento de água e esgoto representa de 20 a
60% dos custos operacionais de uma ETA/ETE. Sendo assim, nas estações de
tratamento de esgoto urbano, o lodo geralmente é um sub-produto de disposição final
problemática. Entre as alternativas para a sua destinação destacam-se: os aterros
sanitários, as lagoas de armazenagem e o uso agrícola (WEBER, 1984 apud CANZANI et
al., 1991).
O tratamento da fase líquida e os processos de estabilização do lodo geram um
material com elevado teor de umidade, tornando imperiosa sua desidratação caso haja
necessidade de qualquer operação subseqüente do tratamento, tendo em vista ainda
o transporte do lodo para destinação final. O processo de remoção de umidade deverá
ser selecionado em função das características do lodo, do local de destino final, do
Capítulo 1 43
aumento do custo do transporte e das características físicas do lodo (FERREIRA E
ANDREOLI, 1999).
A adição de sais metálicos ao sistema de tratamento implica em um aumento de massa
e volume significativos, decorrentes da formação de precipitados químicos compostos
de fósforo, matéria orgânica e sólidos. De acordo com Sedlak (1991), a alternativa de
aplicação de químicos escolhida afeta diretamente a produção de lodo. Múltiplos
pontos de adição de sais metálicos, conhecido como Split, podem otimizar a dosagem
dos produtos e até mesmo reduzir a quantidade de lodo gerado. Adições realizadas em
decantadores primários e secundários incrementam a produção total do sistema de
tratamento em 60% a 70% e 10% a 25%, respectivamente. A Tabela 4 apresenta um
resumo das principais reações requeridas para se determinar a quantidade de lodo
quando utilizando alumínio ou ferro para a precipitação de fósforo.
Tabela 4: Resumo das principais reações requeridas para determinar as quantidades de lodo produzidas
durante a precipitação de fósforo usando cal, alumínio e fósforo
Reação Espécie química no lodo
Alumínio:
1. CaO + H
2
O ⇔ Ca(OH)
2
2. Al
+ 3
+ PO
4
–
3
⇔ AlPO
4
AlPO
4
3. Al
+ 3
+ 3OH
-
⇔ Al(OH)
3
Al(OH)
3
Ferro Fe(III):
1. CaO + H
2
O ⇔ Ca(OH)
2
2. Fe
+ 3
+ PO
4
–
3
⇔
FePO
4
FePO
4
3. Fe
+ 3
+ 3OH
-
⇔ Fe(OH)
3
Fe(OH)
3
Fonte: Tchobanoglous, 2003.
Em estações compactas de tratamento de esgotos do tipo UASB seguido de filtro
biológico, dois tipos de lodos são gerados: lodo digerido proveniente do reator UASB e
lodo biológico proveniente do filtro biológico. Na concepção atual desse tipo de
sistema de tratamento (UASB+FB), a recirculação do lodo biológico para adensamento
no reator UASB é praticada, restando apenas um ponto de emissão de lodo altamente
digerido. Com a adaptação do sistema de tratamento para remoção de fósforo através
de precipitação química, o lodo químico gerado acaba sendo retornado ao reator
UASB, e subsequentemente descartado.
Lodos provenientes de tratamentos físico-químicos podem sofrer decomposição como
lodos de sedimentação primária, porém a uma taxa menor. A adição de coagulantes
pode lhe conferir aspecto gelatinoso, devido aos hidratos de alumínio ou ferro
formados. Este último, quando adicionado ao processo de tratamento de esgotos,
torna a superfície do lodo desaguado avermelhada, mas a cor escura e seu odor
desagradável prevalecem, em menor proporção do que o observado em lodos de
sedimentação primária.
Capítulo 1 44
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Capítulo 2 49
Capítulo 2
_______________________________________________________________
Seleção de coagulantes químicos através de ensaios jar-test para
aplicação em ETE visando remoção de fósforo
Camila Vidal Alves Silva, Rosane Hein de Campos e Ricardo Franci Gonçalves.
Resumo
Esse trabalho propõe a adaptação da tecnologia de reator UASB seguido de filtro
biológico aerado submerso (FBAS) para promover a adequação da remoção de P, de
acordo com a legislação pertinente. Para tanto, a investigação em ensaios jar-test para
seleção de dose, tipo de coagulante e auxiliar de coagulação para a remoção de
fósforo do efluente produzido pela ETE-UFES foi realizada. A etapa 2 mostrou que a
melhor opção para remoção de P na ETE estudada foi a utilização de FeCl
3
75mg/L
como coagulante, que atingiu eficiência de remoção de 77%.
Palavras-Chave: Jar-test, Remoção de Fósforo, Sais de ferro e alumínio.
Capítulo 2 50
1 Introdução
A remoção de fósforo de águas residuárias através de métodos físico-químicos
envolve, basicamente, o seqüestro deste elemento e sua posterior retirada do meio
líquido. A precipitação química constitui o principal mecanismo químico de sequestro
dos íons de fósforo presentes em águas residuárias, sendo sais de ferro, alumínio e
cálcio os produtos mais utilizados para esse fim.
O processo de precipitação, que compreende os mecanismos de coagulação,
floculação e sedimentação da partícula, precisa ser inserido na linha de tratamento
para que a remoção atinja níveis satisfatórios. Uma unidade clássica de
coagulação/floculação, descrita por Tchobanoglous (2003) é constituída de três etapas
principais: mistura rápida, mistura lenta e sedimentação. Na primeira etapa ocorre a
coagulação, seguida da floculação (segunda etapa) e a separação de fase (terceira
etapa).
A coagulação e floculação podem ser verificadas em escala de bancada através da
realização de ensaios “Jar-test”, que são utilizados para determinação da dosagem
ótima de aplicação de coagulantes em águas brutas ou residuárias. Em estudo
desenvolvido por Ebeling et al (2003), avaliando remoção de sólidos suspensos e
fósforo em efluente de recirculação para aquicultura, 2L de amostra foram ensaiados a
1 minuto de mistura rápida a 150 rpm, 20 minutos de mistura lenta a 20 rpm e 30
minutos de sedimentação. A eficiência de remoção de ortofosfato utilizando sal de
alumínio e cloreto férrico chegou a 89 e 93% respectivamente, com dosagem de
90mg/L e concentração final chegando a 0,3mg/L-P.
Alternativamente, Wang et al. (2005) em seu estudo de otimização de remoção de
fósforo de efluentes secundários utilizou um protocolo de ensaio compreendendo
400mL de amostra a 1 minuto de mistura rápida a 200 rpm, 30 minutos de mistura
lenta a 30 rpm e 30 minutos de sedimentação. A remoção de ortofosfato foi maior que
a de fósforo total. A eficiência de remoção máxima de fósforo total obtida para sulfato
férrico, sulfato de alumínio e cloreto de polialumínio foi de 87,3, 95,6 e 94%
respectivamente, sendo o residual de fósforo 0,35, 0,12 e 0,16mg/L-P,
respectivamente.
Para simular as três etapas principais do processo de remoção do P, utiliza-se o
aparelho Jar-test (LIBÂNIO et al, 1997), constituído de 6 jarros, que fornece gradiente
de velocidade entre 10 a 2000s
-1
(DI BERNARDO et al, 2002). Baseado no diagrama de
coagulação do produto a ser testado como coagulante e no mecanismo de coagulação,
obtêm-se o gradiente de velocidade e tempo necessário para a mistura rápida e lenta.
Desta maneira, selecionar dose, tipo e gradiente de velocidade de coagulantes e
auxiliares de floculação através de testes de jarros, para a remoção de fósforo do
efluente produzido pelo sistema de tratamento de esgotos ETE-UFES constitui o
objetivo principal deste trabalho.
Capítulo 2 51
2 Material e Métodos
Os ensaios de coagulação-floculação-sedimentação foram realizados para determinar
qual coagulante seria aplicado posteriormente no sistema ETE-UFES de tratamento de
esgotos sanitários, com a finalidade de remover fósforo. O ponto de aplicação do
coagulante escolhido para defosfatação foi o esgoto afluente ao FBAS, ou seja,
efluente anaeróbio proveniente do reator UASB. O equipamento utilizado nos ensaios
é constituído de seis jarros de 2 litros de capacidade (Figura 1), sendo desta maneira
possível determinar as condições de coagulação-floculação-sedimentação do efluente
em escala laboratorial.
Figura 1: Equipamento de ensaio coagulação-floculação-sedimentação (Jar-test)
Os parâmetros operacionais simulados nos ensaios jar-test estão apresentados na
Tabela 1, e foram baseados nos trabalhos de Santos Neto (2004) e Santos (2001). O
procedimento utilizado nos ensaios foi desenvolvido com alusão às pesquisas de
Marques (2006) e Di Bernardo (2002).
Tabela 1: Parâmetros operacionais simulados nos ensaios Jar-test
Condição Parâmetro Valores Tempo (s)
Coagulação Gradiente de mistura rápida (G
M
) 1000s
-
1
60 (T
M
)
Floculação Gradiente de floculação (G
F
) 85s
-
1
600 (T
F
)
Sedimentação Velocidade de sedimentação (Vs) 0,011cm/s 1800 (T
S
)
T
M
: Tempo de mistura rápida
T
F
: Tempo de floculação
T
S
: Tempo de sedimentação
Foram testados três coagulantes e três auxiliares de floculação, e suas características
estão descritas na Tabela 2. O ensaio foi dividido em duas baterias, compreendendo
um teste preliminar com cada coagulante para a determinação da faixa de trabalho e
um teste definitivo, com a adição dos auxiliares de floculação. Nesta pesquisa, a
concentração dos coagulantes foi calculada com base no sal, e será referenciada como
tal, sendo as respectivas dosagens molares e mássicas da cada metal (Al e Fe)
apresentadas no Apêndice C.
Capítulo 2 52
Tabela 2: Características dos coagulantes e auxiliares de floculação utilizados
Produto Nome Fórmula PM (g/mol)
Faixa ótima
de pH
Coagulante
Cloreto Férrico FeCl
3
162,2 5,0 – 11,0
Sulfato de alumínio Al
2
(SO
4
)
3
. 18H
2
O 666,5 5,0 – 8,0
Cloreto de Polialumínio –
PAC (32% Al
2
O
3
)
Al
n
(OH)
m
(Cl
3
)
n-m
Polímero de alto peso
molecular
5,0 – 10,0
Auxiliar de
floculação
Polímero Aniônico Referência BETZ P-2105
Polímero Catiônico Referência BETZ P-1103
Polímero Não-Iônico Referência BETZ P-3101
2.1 Ensaios Preliminares
Para a realização dos ensaios preliminares foram coletados aproximadamente 48L de
efluente anaeróbio, proveniente do reator UASB, em um galão de 50L. Este era
imediatamente transportado ao laboratório para o início dos testes. No mesmo dia
foram testados os três coagulantes.
Os ensaios preliminares foram realizados para se obter uma estimativa da faixa de
concentração de coagulantes que seria utilizada nos ensaios complementares. A faixa
de concentração testada foi arbitrada de acordo com valores citados na literatura
(SANTOS NEVES, 2004). Os parâmetros operacionais foram mantidos invariáveis em
todos os ensaios (Tabela 1) e o protocolo seguido foi o mesmo descrito no Anexo B. Os
parâmetros pH, turbidez e P
tot
foram analisados no início e ao final dos ensaios. A
Tabela 3 resume os ensaios preliminares.
Tabela 3: Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação preliminares
Coagulante
Auxiliar de
floculação
Parâmetros fixos
Faixas de concentração dos
coagulantes (mg/L)
Análises
realizadas
Al
2
(SO
4
)
3
.18H
2
O Não
G
M
, G
F
, V
S
, T
M
, T
F
e T
S
50, 150, 300, 450, 550 e 700
pH, turbidez e
P
tot
.
FeCl
3
Não 50, 150, 300, 450, 550 e 700
PAC Não 50, 150, 300, 450 e 550
PAC: Cloreto de Polialumínio
Como os ensaios preliminares foram realizados no mesmo dia, a partir de uma mesma
amostra coletada (Figura 2), o parâmetro turbidez foi escolhido como parâmetro de
referência, principalmente pela rápida obtenção do resultado. A determinação de P
tot
residual, realizada posteriormente, indicaria a menor concentração obtida,
selecionado assim a melhor faixa de concentração de coagulante a ser testada nos
ensaios complementares.
Figura 2: Fluxograma de análises para ensaios preliminares
Amostragem (50L)
Sulfato de Alumínio
Al
2
(SO
4
)
3
. 18H
2
O
PAC
Al
n
(OH)
m
(Cl
3
)
n-m
Cloreto Férrico
FeCl
3
. 6H
2
O
Capítulo 2 53
2.2 Ensaios Complementares
Para a realização dos ensaios complementares coletou-se aproximadamente 48L de
efluente anaeróbio (UASB) que foram imediatamente transportados ao laboratório
para o início dos testes. Os coagulantes foram ensaiados em dias diferentes, sendo os
auxiliares de floculação testados juntamente, totalizando quatro ensaios por dia
(Figura 3).
Figura 3: Fluxograma de análises para ensaios complementares
Os ensaios complementares foram realizados com o objetivo de selecionar o
coagulante, a concentração e o auxiliar de floculação a serem aplicados em escala real
para remoção de fósforo. Os parâmetros operacionais foram mantidos invariáveis em
todos os ensaios (Tabela 1) e o protocolo seguido foi o mesmo descrito no Anexo B. Os
parâmetros pH, turbidez e PO
4
-3
foram analisados no início e ao final dos ensaios. Após
as determinações de turbidez e PO
4
-3
, o jarro que obteve o melhor resultado quanto à
remoção de PO
4
-3
teve os parâmetros de alcalinidade, sólidos suspensos e índice
volumétrico de lodo (IVL) analisados (VON SPERLING; 1996). A Tabela 4 resume as
especificações dos ensaios complementares.
Amostragem 1
Sulfato de Alumínio
Seleção da Faixa de Concentração
(1
0
ensaio – A1)
Polímero Aniônico (2
0
ensaio – A2)
Polímero Catiônico (3
0
ensaio – A3)
Polímero Não Iônico (4
0
ensaio – A4)
Amostragem 2
PAC
Seleção da Faixa de Concentração
(1
0
ensaio – P1)
Polímero Aniônico (2
0
ensaio – P2)
Polímero Catiônico (3
0
ensaio – P3)
Polímero Não Iônico (4
0
ensaio – P4)
Amostragem 3
Cloreto Férrico
Seleção da Faixa de Concentração
(1
0
ensaio – F1)
Polímero Aniônico (2
0
ensaio – F2)
Polímero Catiônico (3
0
ensaio – F3)
Polímero Não Iônico (4
0
ensaio – F4)
Capítulo 2 54
Tabela 4: Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação complementares
Coagulantes Auxiliares de floculação
Parâmetros
Fixos
Análises
Realizadas
Tipo
Faixa de
concentração
(mg/L)
Tipo
Faixa de
concentração
(mg/L)
Al
2
(SO
4
)
3
.18H
2
O
100, 120, 140,
160, 180 e 200
Polímero
Aniônico
1, 2, 3, 4, 5
e 6
G
M
, G
F
, V
S
, T
M
,
T
F
e T
S
pH, turbidez,
PO
4
-3
,
alcalinidade
bicarbonato
1
,
DQO
tot
1
, SST
1
e IVL
1
.
FeCl
3
.6H
2
O
25, 50, 75,
100,125 e 150
Polímero
Catiônico
PAC
100, 120, 140,
160, 180 e 200
Polímero
Não-iônico
1: Análises realizadas nos jarros que obtiveram os melhores resultados quanto à remoção de PO
4
-3
.
3 Resultados e Discussão
3.1 Ensaios Preliminares
A maior remoção de turbidez foi alcançada com a aplicação de 150mg/L de Sulfato de
Alumínio, atingindo 93% de remoção, com valor residual de 9UT (Figura 4). Nesta
concentração também se observou uma variação mínima no pH, que se manteve na
faixa neutra (6,5 a 7,5). A dosagem de 150mg/L de Sulfato de Alumínio apresentou
remoção de fósforo total com percentual de 88%, com valor de 1,01mgP/L (Figura 5);
as outras dosagens obtiveram remoções ainda maiores que a verificada para
concentração de 150mg/L. Como altas dosagens inviabilizam a aplicação em escala
real, sob aspectos de custo e produção de lodo, optou-se por fixar a faixa de trabalho
para os ensaios complementares para o sulfato de alumínio entre 100 a 200mg/L.
Figura 4: Residuais em solução e eficiência de remoção para turbidez em dosagens de Sulfato de
Alumínio – Ensaios Preliminares
60
65
70
75
80
85
90
95
100
0
20
40
60
80
100
120
140
0 50 150 300 450 550 700
Turbidez (UT)
Dosagem de Sulfato de Alumínio (mg/L)
Turbidez (UT)
Turbidez (%)
Eficiência de remoção %
Capítulo 2 55
Figura 5: Residuais em solução e eficiência de remoção para fósforo total em dosagens de Sulfato de
Alumínio – Ensaios Preliminares
Nos ensaios com Cloreto de Polialumínio (PAC) a maior eficiência de remoção de
turbidez foi alcançada com a aplicação de 450mg/L, atingindo 99%, com residual de
2UT (Figura 6), mantendo-se em faixa neutra de pH. Nesta mesma dosagem de
coagulante, a remoção de fósforo total chegou a 97%, com residual de 0,22mgP/L
(Figura 7). Devido à esta elevada dosagem de PAC, a faixa escolhida para investigação
em ensaio complementar de jar-test foi compreendida entre 100 e 200mg/L, já que a
dosagem de 150mg/L obteve uma remoção de 96% para turbidez, com valor de 5,33UT
e 83% para fósforo total, com valor residual de 1,42mgP/L.
Figura 6: Residuais em solução e eficiência de remoção para turbidez em dosagens de PAC – Ensaios
Preliminares
Figura 7: Residuais em solução e eficiência de remoção para fósforo total em dosagens de PAC –
Ensaios Preliminares
Para a aplicação de Cloreto Férrico, a maior remoção de turbidez e fósforo total
ocorreu em dosagem de 300mg/L com um percentual de 98% e 95% de remoção
40
50
60
70
80
90
100
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
6.0
7.0
8.0
9.0
0 50 150 300 450 550 700
Concentração (mgP/L)
Dosagem de Sulfato de Alumínio (mg/L)
P Total (mgP/L)
P Total (%)
Eficiência de remoção %
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0
20
40
60
80
100
120
140
0 50 150 300 450 550
Turbidez (UT)
Dosagem de PAC (mg/L)
Turbidez (UT) Turbidez (%)
Eficiência de remoção %
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
6.0
7.0
8.0
9.0
0 50 150 300 450 550
Concentração (mgP/L)
Dosagem de PAC (mg/L)
P Total (mgP/L) P Total (%)
Eficiência de remoção %
Capítulo 2 56
respectivamente, atingindo valores residuais de 2UT e 0,39mgP/L (Figuras 8 e 9). Como
uma queda bastante acentuada nos valores residuais de fósforo total e turbidez foram
observadas a partir da dosagem de 50mg/L, a faixa escolhida para realização do ensaio
complementar foi de 0 a 150mg/L, condizente com o observado por Santos Neto
(2004), Ebeling et al (2003) e Santos (2001) . O pH das dosagens de 50 e 150mg/L se
mantiveram na neutralidade, enquanto que para as dosagens seguintes apresentou
variação considerável, chegando a atingir um mínimo de 2,42.
Figura 8: Residuais em solução e eficiência de remoção para turbidez em dosagens de Cloreto Férrico
– Ensaios Preliminares
Figura 9: Residuais em solução e eficiência de remoção para fósforo total em dosagens de Cloreto
Férrico – Ensaios Preliminares
Notou-se que a remoção de fósforo é bastante ineficaz em dosagens superiores a
300mg/L, aliado ao decréscimo nos valores de pH para essas dosagens. Como o
mecanismo de coagulação para este ensaio é o de adsorção e neutralização (G=1000s
-1
),
a dosagem excessiva de Cloreto Férrico pode ter ocasionado a reversão de cargas em
partículas coloidais (TCHOBANOGLOUS, 2003), diminuindo assim as eficiências de
remoção para fósforo total e turbidez.
Através dos ensaios preliminares para o efluente anaeróbio, analisando a remoção de
turbidez e fósforo total, foi possível estabelecer uma faixa de trabalho para realização
dos ensaios complementares para cada coagulante. Nestes, foram otimizadas as
concentrações de coagulantes e auxiliares de floculação, para amenizar os custos da
remoção de fósforo em escala real.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0
20
40
60
80
100
120
140
0 50 150 300 450 550 700
Turbidez (UT)
Dosagem de Cloreto Férrico (mg/L)
Turbidez (UT)
Turbidez (%)
Eficiência de remoção %
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
6.0
7.0
8.0
9.0
0 50 150 300 450 550 700
Concentração (mgP/L)
Dosagem de Cloreto Férrico (mg/L)
P Total (mgP/L) P Total (%)
Eficiência de remoção %
Capítulo 2 57
3.2 Ensaios Complementares
3.2.1 Remoção de Fósforo e Turbidez
As eficiências de remoção para turbidez e PO
4
3-
atingiram um máximo de,
respectivamente, 86% e 88% na dosagem de 200mg/L de Sulfato de Alumínio, com
valores residuais de 12UT e 0,41mgP/L (Figuras 10 e 11). A relação molar Al:P se
manteve em uma faixa de 2,59 a 5,18:1, sendo que todas as concentrações residuais
de PO
4
3-
ficaram abaixo de 1,0mgP/L. No entanto, a dosagem de 120mg/L foi escolhida
para os testes com os auxiliares de floculação, já que a dosagem imediatamente
anterior apresentou baixa eficiência de remoção de turbidez. Uma relação de Al:P de
3,11:1, com 85% de remoção de PO
4
3-
, atingindo uma concentração final de 0,53mgP/L
pode ser observada na dosagem de 120mg/L. Simultaneamente, a remoção de
turbidez atingiu 84%, não sendo observadas variações bruscas entre o pH inicial e final
nos ensaios (7,16 e 6,70 respectivamente).
Figura 10: Residuais em solução e eficiência de remoção para turbidez em dosagens de Sulfato de
Alumínio – Ensaio Complementar A1
Figura 11: Residuais em solução e eficiência de remoção para fósforo total em dosagens de Sulfato de
Alumínio – Ensaio Complementar A1
A aplicação de auxiliares de floculação elevou a eficiência de remoção de turbidez e
PO
4
3-
, obtendo valores residuais menores que os obtidos sem a adição dos mesmos.
Para turbidez o melhor resultado foi alcançado com aplicação de polímero não-iônico
50
60
70
80
90
100
0
5
10
15
20
25
30
35
40
0
100
120
140
160
180
200
Turbidez (UT)
Dosagem de Sulfato de Alumínio (mg/L)
Turbidez (UT)
Turbidez (%)
Eficiência de remoção %
70
75
80
85
90
95
100
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
4.0
0 100 120 140 160 180 200
Concentração (mgP/L)
Dosagem de Sulfato de Alumínio (mg/L)
P dissolvido (mgP/L) P dissolvido (%)
Eficiência de remoção %
Capítulo 2 58
(PNI) 4mg/L, com valor residual de 6UT e percentual de remoção de 94% (Figura 12). Já
para PO
4
3-
a dosagem de 5mg/L de polímero catiônico (PC) atingiu 0,20mgP/L e 95% de
remoção (Figura 13). Com a adição de PC o pH não se manteve na faixa neutra ideal,
atingindo um valor mínimo de 6,05. Nos outros ensaios não foi verificado variação de
pH significativa.
Figura 12: Residuais em solução e eficiências de remoção para turbidez de acordo com dosagem de
auxiliares de floculação (Sulfato de Alumínio 120mg/L – Ensaios A2, A3 e A4)
Figura 13: Residuais em solução e eficiências de remoção para fósforo dissolvido de acordo com
dosagem de auxiliares de floculação (Sulfato de Alumínio 120mg/L – Ensaios A2, A3 e A4)
A relação molar Al:P para PAC variou de 1,87 a 3,74:1 nas dosagens testadas, atingindo
constantemente concentrações residuais de PO
4
3-
abaixo de 1,0mgP/L. O melhor
resultado foi obtido em 200mg/L de dosagem, atingindo 83% de eficiência de remoção
para turbidez e 93% para PO
4
3-
, com valores residuais de 11UT e 0,37mgP/L,
respectivamente (Figuras 14 e 15). As demais dosagens, apesar de altas eficiências de
remoção, resultaram em concentrações de PO
4
3-
próximas a 1mgP/L. Sendo assim, a
dosagem escolhida para os ensaios com os auxiliares de floculação foi a de 200mg/L de
PAC.
40
50
60
70
80
90
100
0
5
10
15
20
25
30
35
40
1 2 3 4 5 6
Turbidez (UT)
Dosagem de auxiliares de floculaçãomg/L
Sulfato (UT)
Sulfato + PA (UT)
Sulfato + PC (UT)
Sulfato + PNI (UT)
Sulfato (%) Sulfato + PA (%) Sulfato + PC (%) Sulfato + PNI (%)
Eficiênica de remoção %
60
65
70
75
80
85
90
95
100
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
1 2 3 4 5 6
PO
4
3-
residual (mgP/L)
Dosagem de auxiliares de floculação mg/L
Sulfato (mgP/L) Sulfato + PA (mgP/L) Sulfato + PC (mgP/L) Sulfato + PNI (mgP/L)
Sulfato (%) Sulfato + PA (%) Sulfato + PC (%) Sulfato + PNI (%)
Eficiênica de remoção %
Capítulo 2 59
Figura 14: Residuais em solução e eficiência de remoção para turbidez em dosagens de PAC – Ensaio
Complementar P1
Figura 15: Residuais em solução e eficiência de remoção para fósforo total em dosagens de PAC –
Ensaio Complementar P1
Assim como observado para o ensaio do Sulfato de Alumínio, a adição de auxiliares
elevou a remoção de turbidez e PO
4
3-
. Novamente o PC obteve melhor resultado, com
dosagem de 4mg/L, onde a remoção de turbidez e P atingiram respectivamente 92% e
98% (Figuras 16 e 17), sendo observado leve acréscimo entre o pH inicial e final nos
ensaios (6,98 e 7,60 respectivamente).
Figura 16: Residuais em solução e eficiências de remoção para turbidez de acordo com dosagem de
auxiliares de floculação (PAC 200mg/L – Ensaios P2, P3 e P4)
50
60
70
80
90
100
0
10
20
30
40
50
60
0
100
120
140
160
180
200
Turbidez (UT)
Dosagem de PAC (mg/L)
Turbidez (UT)
Turbidez (%)
Eficiência de remoção %
60
70
80
90
100
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
4.0
4.5
5.0
5.5
6.0
0 100 120 140 160 180 200
Concentração (mgP/L)
Dosagem de PAC (mg/L)
P dissolvido (mgP/L)
P dissolvido (%)
Eficiência de remoção %
50
60
70
80
90
100
0
5
10
15
20
25
30
1
2
3
4
5
6
Turbidez (UT)
Dosagem de auxiliares de floculação mg/L
PAC (UT)
PAC + PA (UT)
PAC + PC (UT)
PAC + PNI (UT)
PAC (%) PAC + PA (%) PAC + PC (%) PAC + PNI (%)
Eficiênica de remoção %
Capítulo 2 60
Figura 17: Residuais em solução e eficiências de remoção para fósforo dissolvido de acordo com
dosagem de auxiliares de floculação (PAC 200mg/L – Ensaios P2, P3 e P4)
Para a aplicação de Cloreto Férrico, o melhor resultado foi obtido com a dosagem de
150mg/L, atingindo eficiências de remoção de 70% para turbidez e 92% para PO
4
3-
,
com valores residuais de 12UT e 0,34mgP/L (Figuras 18 e 19). Entretanto, a dosagem
de 75mg/L foi escolhida para os testes com as auxiliares de floculação, por apresentar
remoção considerável de PO
4
3-
(77%) mesmo não obtendo resultados expressivos para
turbidez. Essa escolha foi baseada em fatores de ordem econômica, já que altas
concentrações deste coagulante inviabilizam sua aplicação em escala real para
remoção de P.
Figura 18: Residuais em solução e eficiência de remoção para turbidez em dosagens de Cloreto
Férrico – Ensaio Complementar F1
60
65
70
75
80
85
90
95
100
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
1.2
1.4
1.6
1.8
2.0
1 2 3 4 5 6
PO
4
3-
residual (mgP/L)
Dosagem de auxiliares de floculação mg/L
PAC (mgP/L) PAC + PA (mgP/L) PAC + PC (mgP/L) PAC + PNI (mgP/L)
PAC (%) PAC + PA (%) PAC + PC (%) PAC + PNI (%)
Eficiênica de remoção %
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0
10
20
30
40
50
60
70
0
25
50
75
100
125
150
Turbidez (UT)
Dosagem de Cloreto Férrico (mg/L)
Turbidez (UT)
Turbidez (%)
Eficiência de remoção %
Capítulo 2 61
Figura 19: Residuais em solução e eficiência de remoção para fósforo total em dosagens de Cloreto
Férrico – Ensaio Complementar F1
Figura 20: Residuais em solução e eficiências de remoção para turbidez de acordo com dosagem de
auxiliares de floculação (Cloreto Férrico 75mg/L – F2, F3 e F4)
Figura 21: Residuais em solução e eficiências de remoção para fósforo dissolvido de acordo com
dosagem de auxiliares de floculação (Cloreto Férrico 75mg/L – F2, F3 e F4)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
4.0
4.5
5.0
0 25 50 75 100 125 150
Concentração (mgP/L)
Dosagem de Cloreto Férrico (mg/L)
P dissolvido (mgP/L) P dissolvido (%)
Eficiência de remoção %
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0
10
20
30
40
50
60
70
1
2
3
4
5
6
Turbidez (UT)
Dosagem de auxiliares de floculação mg/L
Cloreto (UT)
Cloreto + PA (UT)
Cloreto + PC (UT)
Cloreto + PNI (UT)
Cloreto (%) Cloreto + PA (%) Cloreto + PC (%) Cloreto + PNI (%)
Eficiênica de remoção %
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
4.0
4.5
5.0
1
2
3
4
5
6
PO
4
3-
residual (mgP/L
Dosagem de auxiliares de floculação mg/L
Cloreto (mgP/L)
Cloreto + PA (mgP/L)
Cloreto + PC (mgP/L)
Cloreto + PNI (mgP/L)
Cloreto (%) Cloreto + PA (%) Cloreto + PC (%) Cloreto + PNI (%)
Eficiênica de remoção %
Capítulo 2 62
A relação molar Fe:P manteve-se em uma faixa de 1,07 a 6,44:1, sendo de 3,22:1 na
dosagem de 75mg/L. De modo geral, os melhores resultados foram obtidos com o PNI,
sendo a maior eficiência de remoção de P dissolvido atingida com dosagem de 6mg/L
de PC, chegando a 83% (Figura 21). O desempenho na remoção de turbidez não foi
satisfatório, com medidas próximas a 50% (Figura 20). Já o pH apresentou pouca
variação, mantendo-se na faixa da neutralidade, mesmo com a aplicação dos
polímeros.
Assim como observado em outros trabalhos (SZABO et al.; 2008; SANTOS NETO, 2004),
a remoção de fósforo dissolvido foi proporcionalmente maior de acordo com o
acréscimo sofrido na relação molar Me/P, para todos os coagulantes testados. De
acordo com o que se verifica para precipitação de fósforo com sais metálicos (item
3.3.2.1), a estequiometria da reação entre metal trivalente (Fe ou Al) e o fósforo não é
observada na prática, já que uma série de reações paralelas pode ocorrer devido à
complexidade das águas residuárias. Uma compilação dos melhores resultados obtidos
nos ensaios complementares é apresentado na Tabela 5, juntamente com valores
observados na literatura técnica.
Tabela 5: Eficiências de remoção de formas de fósforo em diversas pesquisas, utilizando ensaios jar-test
Autor
Coagulantes
Eficiências de
remoção
Observações
Concentração
Relação
(Me/P)
Esta pesquisa
Al
2
(SO
4
)
3
120mg/L
+ PC 5mg/L
3,11:1 (Al:P) 95% para PO
4
3-
Efluente secundário anaeróbio
proveniente de reator UASB
PAC 200mg/L
+ PC 4mg/L
3,74:1 (Al:P) 98% para PO
4
3-
FeCl
3
75mg/L
+ PC 6mg/L
3,22:1
(Fe:P)
83% para PO
4
3
Gonçalves et al,
(1992)
Na(Al(OH)
4
)
1 a 2,1:1
(Al:P)
70 a 80%
Co-precipitação em Biofiltro de alta
taxa (Biostyr) precedido de clarificador
primário.
Santos (2001)
FeCl
3
40mg/L
+ PA 1mg/L
--- 31% para P
tot
Efluente primário, para tratamento em
reator de leito expandido.
Ebeling et al,
(2003)
AlCl
3
e FeCl
3
,
90mg/L
---
89% para PO
4
3
-
com AlCl
3
Efluente secundário proveniente de
microfiltração em sistema de
recirculação de água intensiva para
aquicultura
---
93% para PO
4
3
-
com FeCl
3
Santos Neto
(2004)*
Al
2
(SO
4
)
3
133mg/L --- 60% para P
tot
Efluente secundário aeróbio
proveniente de filtro biológico aerado
submerso.
FeCl
3
79mg/L --- 46% para P
tot
Wang et al.,
(2005)
Al
2
(SO
4
)
3
4,13:1 (Al:P) 97% para PO
4
3
-
Efluente secundário proveniente de
ETE com tratamento preliminar,
clarificação e etapa aeróbia.
PAC 4,37:1 (Al:P) 96% para PO
4
3
-
Fe
2
(SO
4
)
3
2,95:1
(Fe:P)
89% para PO
4
3-
Gualberto
(2009)
FeCl
3
de 60
A
, 80
B
e 200
C
mg/L
---
85% para P
tot
(B)
98% para P
tot
(C)
Lodos ativados Convencional
67% para P
tot
(A)
95% para P
tot
(C)
Tratamento anaeróbio com reatores
UASB
*Extraído de resultados de estatística descritiva
Capítulo 2 63
Pode-se notar que as pesquisas realizadas com Cloreto Férrico, em faixas próximas as
utilizadas neste trabalho, obtiveram resultados semelhantes aos de remoção de
fósforo dissolvido, variando entre 67% e 93%. O resultado encontrado por Santos Neto
(2004) para a remoção de P
tot
com Sulfato de Alumínio foi inferior ao alcançado por
este trabalho, em faixas de concentração muito próximas. Mesmo sendo o resultado
expresso em concentrações de P diferentes (P
tot
e PO
4
3-
), a diferença é significativa.
3.2.2 Outros parâmetros que influenciam na remoção de fósforo dissolvido
Parâmetros químicos e físicos podem influenciar no desempenho de processos
biológicos de diversas maneiras. Szabo (2008) conclui que a eficiência de remoção de
fósforo pode ser adversamente afetada por incrementos na concentração de
alcalinidade, matéria orgânica e sólidos suspensos. Por esse motivo, foi avaliado o
comportamento de alguns deles no momento da dosagem do coagulante. Como
descrito anteriormente (item 2.1, Tabela 4), os jarros que obtiveram os melhores
resultados quanto à remoção de P dissolvido foram avaliados para determinação de
concentrações de DQO
tot
, SST, alcalinidade e IVL. Os resultados obtidos nos ensaios
complementares são apresentados na Tabela 6.
Tabela 6: Parâmetros adicionais avaliados em ensaios complementares
Coagulante AF
SST DQO Alcalinidade bicarbonato IVL
Residual
(mg/L)
ER
(%)
Residual
(mgO2/L)
ER
(%)
Residual
(mgCaCO
3
/L)
Consumo
(%)
Geração
(g/mL)
Sulfato de
Alumínio
120mg/L
SA 21 56 -- -- 127,20 40 1208
PA 18 63 49,37 86 146,40 31 1042
PC 7 85 24,68 93 105,60 50 625
PNI 5 90 37,03 90 141,60 33 1042
PAC
200mg/L
SA 23 80 49,37 83 204,00 24 603
PA 10 91 148,10 48 204,00 24 776
PC 4 97 123,42 57 199,20 26 517
PNI 0 100 135,76 52 199,20 26 862
Cloreto
Férrico
75mg/L
SA 8 90 61,71 58 198,00 27 679
PA 37 54 24,68 83 198,00 27 617
PC 14 83 24,68 83 188,10 31 617
PNI
38
53
49,
37
67
188,
10
31
617
AF = Auxiliares de floculação
SA = sem adição de auxiliares de floculação
∗ Remoção de SST
A remoção de SST obteve incremento com a adição dos auxiliares de floculação para o
coagulante Sulfato de Alumínio e PAC. Para o Cloreto Férrico, diminuição da eficiência
foi observada, com valores residuais superiores aos verificados somente para o
coagulante (Tabela 6).
Para a adição de PAC associado ao polímero não iônico (200mg/L de PAC + 2mg/L de
polímero não-iônico) foi observada uma remoção de 100% de SST, resultado
condizente com o semelhante obtido para turbidez (Figura 16), que alcançou valor
acima de 95% de remoção para o ensaio. Santos Neto (2004) obteve eficiências de
Capítulo 2 64
remoção de SST para dosagens de FeCl
3
79mg/L, Sulfato de Alumínio 133mg/L e PAC
90mg/L de respectivamente, 55%, 76% e 61%. Para PAC e FeCl
3
, as eficiências de
remoção encontradas nesta pesquisa foram significativamente maiores do que as
verificadas por Santos Neto (2004), no entanto, o resultado obtido pelo Sulfato de
alumínio foi inferior.
∗ Remoção de Matéria Orgânica
Embora a remoção de matéria orgânica não caracterize o enfoque principal do
trabalho, seu efeito pode comprometer o sistema de tratamento, já que a etapa
subseqüente à aplicação do coagulante envolve tratamento biológico (reator FBAS). A
concentração residual e a eficiência de remoção de DQO
tot
variaram em função do
coagulante e auxiliar (Tabela 6) atingindo níveis elevados.
A medição quanto à aplicação de Sulfato de Alumínio não pode ser realizada, devido a
erro experimental associada à determinação da concentração. A dosagem de PAC
(200mg/L) apresentou maior eficiência de remoção na aplicação somente dos
coagulantes, alcançando 83% de remoção de DQO
tot
. Comportamento semelhante não
foi observado para o mesmo coagulante quando associado aos auxiliares de floculação,
resultando em eficiências abaixo dos 60% de remoção.
Dentre todos os testes, o melhor resultado para remoção de DQO
tot
ocorreu para a
aplicação de Sulfato de Alumínio 120mg/L + 2mg/L de polímero aniônico, atingindo
93% de remoção de DQO
tot
. As eficiências de remoção associadas ao Cloreto Férrico
mantiveram-se acima de 50%. Notou-se através desta análise que a adição de
auxiliares de floculação resultou em incremento de remoção de DQO
tot
, atingindo 83%
para Cloreto Férrico 75mg/L
+ 2mg/L de polímero catiônico e Cloreto Férrico 75mg/L
+
6mg/L de polímero aniônico.
Em resumo, uma tendência de aumento da remoção de DQO
tot
foi observada com a
adição de auxiliares de floculação aos coagulantes Sulfato de Alumínio e Cloreto
Férrico, sendo que para o PAC comportamento inverso foi observado. Santos Neto
(2004) obteve eficiências de remoção de DQO
tot
para dosagens de FeCl
3
79mg/L,
Sulfato de alumínio 133mg/L e PAC 90mg/L de respectivamente, 39%, 45% e 41%, bem
abaixo das verificadas neste trabalho. Já Santos (2001) alcançou 45% de eficiência de
remoção de DQO
tot
em ensaios jar-test utilizando FeCl
3
80mg/L.
∗ Impacto na Alcalinidade
A alcalinidade é um fator importante para o metabolismo aeróbio desenvolvido nos
reatores FBAS. Diante disso, seu consumo com a adição de coagulantes e auxiliares foi
investigado (Tabela 6). O coagulante que apresentou menor impacto no consumo de
alcalinidade foi o PAC, seguido do Cloreto Férrico e Sulfato de Alumínio. Este último
atingiu consumo de 50% quando associado ao polímero aniônico. Santos (2001),
avaliando o comportamento da alcalinidade em dosagem de FeCl
3
80mg/L encontrou
71% de consumo. Este valor, em nenhum momento foi alcançado por esta pesquisa
Capítulo 2 65
A relação mássica entre a quantidade de metal dosada e a quantidade de alcalinidade
bicarbonato removida para os coagulantes e auxiliares utilizados (Tabela 7), revela o
comportamento do consumo de alcalinidade. Quanto maior o consumo, menor a
relação, resultando em menor disponibilidade de alcalinidade para as próximas etapas
biológicas presentes em uma linha de tratamento de esgotos sanitários. As relações
mais altas foram alcançadas pelo PAC, seguido do Cloreto Férrico e Sulfato de
Alumínio.
Tabela 7: Relação mássica Me/CaCO
3
para os coagulantes e auxiliares de floculação testados
Coagulante
Auxiliar de
floculação
Dose de metal
(mg)
Alcalinidade bicarbonato
consumida (mgCaCO
3
)
Relação
mássica
Sulfato de
Alumínio
120mg/L
--
18,91
84,00 0,23
Aniônico 2mg/L 64,80 0,29
Catiônico 2mg/L 105,60 0,18
Não-iônico 4mg/L 69,60 0,27
PAC 200mg/L
--
33,87
64,80 0,52
Aniônico 2mg/L 64,80 0,52
Catiônico 2mg/L 69,60 0,49
Não-iônico 2mg/L 69,60 0,49
Cloreto Férrico
75mg/L
--
25,77
74,25 0,35
Aniônico 2mg/L 74,25 0,35
Catiônico 6mg/L 84,15 0,31
Não-iônico 4mg/L 84,15 0,31
∗ Geração de Lodo – Sedimentabilidade dos flocos formados
A geração de lodo, analisada através da determinação do IVL, foi interpretada quanto à
sua sedimentabilidade (Tabela 6). Notou-se que o sulfato de alumínio foi o coagulante
que obteve os maiores índices, ou seja, flocos com menor capacidade de sedimentar. A
adição de auxiliares de floculação não alteraram significativamente os resultados para
PAC e cloreto férrico; o contrário pode ser observado para o sulfato de alumínio.
3.3 Considerações Finais
Os ensaios para Sulfato de Alumínio obtiveram boa remoção de fósforo, mantendo-se
constantemente abaixo de 1mg/L e chegando a eficiências de remoção maiores que
90%. Para turbidez também foram obtidas excelentes remoções, chegando a exceder
90% com a adição dos auxiliares de floculação. O consumo de alcalinidade foi o maior
verificado entre os coagulantes testados, chegando a atingir porcentagens próximas a
50% de consumo (relações mássicas Al/CaCO
3
entre 0,18 e 0,29). A remoção de DQO
tot
e SST foi satisfatória, se comparado com os resultados dos outros coagulantes,
apresentando sinais claros de melhora da eficiência de remoção com a adição dos
auxiliares. A sedimentabilidade dos flocos formados variou entre 1200mL/g e 600mL/g.
Para o sulfato de alumínio, cuja concentração verificada nos ensaios complementares
foi de 120mg/L, o alto consumo de alcalinidade foi o fator que contribuiu para a não
utilização do mesmo em escala real para remoção de fósforo.
Capítulo 2 66
De uma maneira geral, o coagulante PAC foi o que obteve o conjunto dos melhores
resultados, principalmente para remoção de SST e turbidez. O consumo de alcalinidade
foi o menor obtido nesta pesquisa (relações mássicas Al/CaCO
3
0,49 a 0,52), sendo a
remoção de DQO
tot
claramente prejudicada pela adição de auxiliares de floculação. A
remoção de fósforo foi extremamente satisfatória, atingindo níveis de 0,12 mgP/L
residual. A sedimentabilidade dos flocos formados, medida através da determinação
do IVL, foi mediana, com significativo decréscimo com a adição de polímero catiônico e
não-iônico. Em virtude da reduzida remoção de DQO
tot
verificada, e aliado à alta
concentração de PAC estabelecida (200mg/L), a utilização do mesmo como coagulante
para a remoção de fósforo em escala real foi descartada.
O Cloreto Férrico alcançou níveis satisfatórios de remoção de fósforo, constantemente
mantido abaixo de 1mg/L. No entanto, os resultados para turbidez apresentaram
baixas eficiências de remoção, se comparados aos obtidos pelos outros coagulantes
testados. A remoção de DQO
tot
obteve aumento significativo com a adição dos
auxiliares de floculação, atingindo porcentagens superiores a 80%. Mesmo
comportamento não foi observado para SST, que com a adição dos auxiliares
apresentou quedas na eficiência de remoção. Já o consumo de alcalinidade não foi
afetado diretamente pelo uso dos auxiliares, mantendo-se em 30% (relações mássicas
Fe/CaCO
3
0,31 a 0,35). A sedimentabilidade dos flocos formados não variou
significativamente com a adição de auxiliares de floculação, apresentando resultados
mais homogêneos em todos os testes.
Considerando que o Cloreto Férrico alcançou os níveis desejados de remoção fósforo,
obteve também bom desempenho na remoção de SST e DQO
tot
e, considerando ainda,
a disponibilidade do produto no mercado e seu custo relativamente baixo, optou-se
por realizar a remoção de fósforo em escala real com o coagulante Cloreto Férrico, em
dosagem de 75mg/L, sem adição de auxiliares de floculação. Outro fator importante
para sua escolha são as vantagens que podem advir da recirculação do lodo contendo
ferro, para dentro do reator anaeróbio, como uma possível redução de odores (Nielsen
et al.; 2008). Apesar das excelentes remoções obtidas com sulfato de alumínio e PAC,
em combinação com os auxiliares de floculação, o fator econômico influenciou nesta
tomada de decisão.
4 Conclusão
Coagulantes com sais de alumínio e ferro são altamente eficientes na remoção de
fósforo de efluentes anaeróbios secundários. A concentração mínima encontrada de
fósforo dissolvido (PO43-) para Sulfato de Alumínio, PAC e cloreto Férrico, sem a
adição de auxiliares de floculação, foram 0,53, 0,37 e 1,01mg/L, respectivamente.
Os coagulantes Sulfato de Alumínio e PAC foram mais eficiente na clarificação do
efluente secundário avaliado, obtendo eficiências de remoção de turbidez elevadas.
Entretanto, proporcionaram uma geração de lodo maior. O Cloreto Férrico, apesar de
não ter sido tão eficiente quanto os produtos à base de alumínio, produziu efluentes
de acordo com os níveis desejados, além de gerar volume de lodo menor.
Capítulo 2 67
A adição de auxiliares de floculação elevou as eficiências de remoção de fósforo
dissolvido. O polímero catiônico foi o que obteve melhores resultados, em todos os
coagulantes estudados.
A adição de auxiliares de floculação afetou a remoção de DQOtot, SST, consumo de
alcalinidade e IVL, sendo de uma maneira geral o coagulante Cloreto Férrico o que
obteve melhores resultados nesses parâmetros avaliados. Aliado a isto e a fatores
econômicos, optou-se por uma concentração de 75mg/L de Cloreto Férrico como
coagulante a ser aplicado em escala real.
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Capítulo 3
_______________________________________________________________
Remoção físico-química de fósforo em estação compacta de
tratamento de esgotos.
Camila Vidal Alves Silva, Rosane Hein de Campos e Ricardo Franci Gonçalves.
Resumo
A utilização de processos físico-químicos para remoção de nutrientes é tecnologia
amplamente utilizada, obtendo resultados cada vez mais promissores. O fósforo
constitui em desses nutrientes, sendo responsável direto por problemas ambientais,
como a eutrofização de corpos d`água receptores. Sendo assim, essa pesquisa propõe
a remoção de P por precipitação físico-quimica, analisando seus impactos sobre a
tecnologia existente (UASB+FB), sendo o polimento de efluente anaeróbio analisado
entre opção aeróbia e anaeróbia. A pesquisa foi dividida em 2 etapas: na primeira
etapa avaliou-se o desempenho da estação de tratamento de esgotos sanitários em
escala real com os reatores UASB+FB; na segunda etapa realizou-se a remoção de P em
escala real, através de co-precipitação com FeCl
3
75mg/L, utilizando FB aerado e não
aerado. As eficiências de remoção atingidas na etapa 1 para Ptot, Turbidez, DQO
tot
, SST
e SSed foram, respectivamente, 7%, 77%, 66%, 74% e 98% . A aplicação de coagulante
em escala real (etapa 2) alcançou eficiências de remoção para P
tot
de 66% e para PO
4
3-
de
51%, em polimento aeróbio; e 11% para PO
4
3-
em polimento anaeróbio. Os
resultados foram bastante promissores para remoção de matéria orgânica, sólidos e
turbidez, atingindo remoções de, respectivamente, 76%, 92% e 77% na etapa aeróbia e
47%, 92% e 77% para a etapa anaeróbia.
Palavras-Chave: Filtro Biológico, Remoção de Fósforo, Sais de Ferro.
Capítulo 3 70
1 Introdução
A situação ideal nos sistemas de tratamento de esgotos seria a completa remoção de
patógenos, alta remoção de DQO com recuperação da energia e compostos de
interesse, como nitrogênio, fósforo e enxofre (FORESTI et al, 2006). Grandes
quantidades de fosfato presentes no esgoto são uma das principais causas da
eutrofização, que afeta negativamente muitos corpos d`água naturais, tanto doces
quanto marinhos (DE-BASHAN, 2004).
De acordo com Clark et al (1997), as técnicas de remoção de fósforo caem em três
categorias principais: físicas, químicas e biológicas. Os processos físicos são caros e
ineficientes; os biológicos possuem dificuldades operacionais consideráveis, apesar de
terem eficiências acima de 97%; já os químicos são bem estabelecidos, e se dão
através da adição de sais coagulantes, principalmente de ferro e alumínio.
A defosfatação físico-química propicia a formação de sais metálicos ou hidróxidos,
através da adição de coagulantes. Os sais formados podem ser separados por
decantação, flotação ou filtração. O tipo de reagente utilizado, o ponto de aplicação
deste no circuito de tratamento e o processo físico de separação dos sais formados são
características que distinguem os vários processos de defosfatação (GONÇALVES et al,
1994).
O tratamento avançado de esgotos tem recebido atenção de muitos autores,
principalmente no que concerne à remoção de nutrientes (GASPAR, 2003; SANTOS
NETO, 2004; DELAZARE, 2004; CAMPOS, 2006). A opção de adequação do efluente
proveniente do tratamento avançado para o reúso urbano não-potável também vem
sendo considerada e estudada (ALHUMOUD et al, 2003; TOSETTO, 2005), o que torna o
desenvolvimento de adaptações economicamente viáveis, em estações de tratamento
já implantadas, uma meta a ser cumprida.
Neste contexto, essa pesquisa estudou o desempenho de uma estação compacta de
tratamento de esgotos sanitários (UASB+FB) visando à remoção em escala real de
fósforo, sólidos e matéria orgânica, com aplicação de Cloreto Férrico. Foram testados
dois sistemas de pós-tratamento do efluente do reator UASB: filtro biológico aeróbio
submerso (FBAS) e filtro anaeróbio (FA).
2 Material e Métodos
2.1 Contextualização
A pesquisa foi desenvolvida no Parque Experimental da Estação de Tratamento de
Esgotos da Universidade Federal do Espírito Santo (Sistema ETE-UFES), localizado no
Campus Goiabeiras, Vitória-ES. O esgoto era proveniente do bairro Jardim da Penha
(vizinho ao campus) de origem essencialmente doméstica, sendo recalcado de uma
Capítulo 3 71
estação elevatória da Companhia Espírito Santense de Saneamento (CESAN) até a ETE-
UFES, através de conjunto moto-bomba submersa.
2.2 Descrição do Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos ETE-UFES
O sistema ETE-UFES era composto de pré-tratamento, constituído por uma peneira
estática, dois dispositivos de remoção de gordura e um gradeamento, localizados a
montante da estação elevatória, seguida de reator UASB, filtro biológico (FB) e
decantador secundário (Figura 1). A ETE-UFES foi projetada para tratar o esgoto gerado
por aproximadamente 1000 habitantes, e operar a uma vazão de 1,0L/s.
Figura 1: Desenho esquemático do sistema convencional ETE-UFES
O reator UASB foi construído em aço carbono de forma retangular com dimensões
totais 2,5 x 2,5 x 5,0 m, e volume útil total de 26m
3
. O esgoto bruto proveniente da
elevatória era bombeado à caixa de passagem do reator UASB através de um conjunto
moto-bomba submersa marca SPV EG-400, controlado por um inversor de freqüência
WEG (Figuras 2 e 3). O esgoto entrava pela parte superior do reator e era
encaminhado através de quatro tubulações verticais até o fundo, de onde seguia em
fluxo ascendente até a parte superior, sendo encaminhado para o FB.
Figura 2:
Reator UASB e caixa de passagem
Figura 3:
Quadro do conjunto bomba – inversor.
Leito de Secagem
Elevatória
Reator UASB
Reator FBAS
Saída do sistema
Extravasor UASB
Descarte lodo
UASB
D
e
s
c
a
r
t
e
l
o
d
o
d
e
c
a
n
t
a
d
o
r
Decantador secundário
Saída do biogás
Torneiras de
amostragem
Caixa de
passagem
Capítulo 3 72
A etapa de pós-tratamento do efluente anaeróbio era realizada pelo filtro biológico (de
dimensões 1,5 x 1,5 x 5,0 m e volume útil total de 5,7m
3
), onde o esgoto fluia
ascendentemente através do leito filtrante de 1,9 m de altura, composto de material
sintético (conduítes elétricos corrugados de 1’’ cortados de 2 em 2 cm). O meio
suporte do filtro possuia área superficial de 202m
2
/m
3
, porosidade de 92% e massa
específica de 53kg/m
3
(BAZZARELA, 2005). Durante o período de teste em filtro
biológico aeróbio - FBAS, (etapa 1), o suprimento de ar era assegurado por um aerador
submerso (Marca Inject-Air Série ASI), sendo injetado em fluxo co-corrente do
efluente. Na etapa 2 (teste em filtro biológico anaeróbio, FA) o aerador era desligado.
O filtro biológico era dotado de cinco torneiras que permitiam coleta de amostras ao
longo da sua altura. As Figuras 4 e 5 mostram o filtro biológico e o meio suporte,
respectivemente.
Figura 4:
FBAS com torneiras
Figura 5:
Meio suporte do filtro biológico
O decantador secundário foi construído em fibra de vidro com reforço estrutural em
aço e com volume de 4,65m³ (Figura 6). Seu interior era composto por placas
inclinadas a 60° em relação à horizontal, tendo como principal finalidade remover o
lodo provido do FBAS.
O descarte do decantador era controlado por uma válvula pneumática acoplada a um
compressor (Figura 7), sendo a primeira acionada automaticamente a cada hora,
descartando durante dois minutos. O volume descartado era retornado à elevatória.
Figura
6
:
Decantador Secundário (Vista superior)
Figura
7
:
Válvula Pneumática
Torneiras de
amostragem
Capítulo 3 73
2.3 Medição do desempenho do Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos
ETE-UFES
Para a realização da caracterização do esgoto afluente ao Sistema ETE-UFES foram
analisados parâmetros de fase líquida e sólida, a fim de averiguar a eficiência do
tratamento anaeróbio e aeróbio, quanto à remoção de matéria orgânica, turbidez,
sólidos e nutrientes. Todas as análises laboratoriais necessárias à realização desta
pesquisa foram realizadas no Laboratório de Saneamento (Labsan) da mesma
instituição, de acordo com o Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater 20ª e 21ª edição (APHA et al., 2005), descritos no Anexo A. Os parâmetros
analisados e seus respectivos planos de amostragem são descritos no quadro 1.
Quadro 1: Parâmetros de fase líquida e freqüência de análises realizadas na etapa de tratamento
convencional
FASE
LÍQUIDA
FREQÜÊNCIA DE ANÁLISES
Diárias 3 vezes por semana Semanais
pH, turbidez, OD,
vazão.
Alcalinidade bicarbonato, SSed, SST,
DQO
tot
, S
-2
, SO
4
-2
.
DBO
5
, DQO
filt
, NTK, NH
4
+
,
P
tot
, PO
4
-3
.
As amostras simples eram coletadas diariamente, em coletas simples pela manhã
(entre 8h00 e 9h00). Eram quatro pontos de amostragem no Sistema ETE-UFES:
afluente ao UASB (AU), efluente ao UASB (EU), efluente do filtro biológico (F4) e
efluente do decantador (ED). Estes abrangiam todo o desempenho do sistema de
tratamento, contemplando as entradas e saídas dos reatores. Frascos de plástico
foram utilizados para coleta, obedecendo às exigências para cada parâmetro
analisado.
O monitoramento de amostras simples foi realizado durante 11 meses, sendo iniciado
em janeiro de 2008 e concluído em novembro do mesmo ano. A análise estatística dos
dados físico-químicos foi feita através de software Excel para a obtenção de estatística
descritiva (média, desvio-padrão, máximo, mínimo e coeficiente de variação).
2.4 Medição do desempenho do Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos
ETE-UFES com aplicação de coagulante para remoção de fósforo
A aplicação de Cloreto Férrico para a remoção de fósforo em escala real necessitou de
algumas modificações na estrutura física do sistema ETE-UFES. Os pontos de coleta de
amostras foram distribuídos ao longo de todo o sistema de tratamento, totalizando 9
pontos. Um esquema detalhado dos pontos de coleta é apresentado na Figura 8.
A aplicação do coagulante foi realizado através de uma bomba dosadora, marca Hanna
Instruments modelo BLx 18,2L/h, sendo a agitação garantida por um agitador
mecânico eletrônico Quimis, modelo Q-235. Uma caixa d’água de 1000L serviu de
reservatório para o coagulante, que era reposto a cada três dias.
O monitoramento diário da remoção de fósforo compreendeu 10 pontos de coleta,
distribuídos pelo sistema de tratamento: afluente elevatória (AE), afluente UASB (AU),
Capítulo 3
efluente UASB (EU), afluente do filtro biológico após adição de FeCl
75cm (F1), filtro altura 150cm (F2), filtro altura 225cm (F3), efluente do filtro (F4),
efluente decantador (ED) e lodo de descarte do decantador (Figura 8). Nes
foram realizadas coletas de amostras para análise de parâmetros de fase líquida e
sólida (Quadro 2).
Figura 8:
Desenho esquemático para remoção de fósforo em esc
Quadro 2
: Parâmetros de fase líquida e sólida
Fase Líquida
Fase Sólida
A coleta de amostras simples foi realizada sempre pela manhã, entre 8h00 e 9h00,
durante 14 dias (7 para etapa aeróbia e 7 para etapa anaeróbia) e imediatamente
levadas para análise no Labsan.
3 Resultados e Discussão
3.1 Desempenho do Sistema de T
O sistema de tratamento convencional
durante aproximadamente 300 dias, com freqüências de análises especificadas no
Quadro 1. Durante o período experimental, o sistema de tratamento foi operado com
uma vazão média de 0,58L/s, resultando em um tempo de detenção hidráulico médi
no reator UASB de 15,4h,
0,82kgDQO
tot
/m
3
d. A estatística descritiva dos parâmetros monitorados é
apresentada na Tabela 1.
Capítulo 3
efluente UASB (EU), afluente do filtro biológico após adição de FeCl
3
(F0), filtro altura
75cm (F1), filtro altura 150cm (F2), filtro altura 225cm (F3), efluente do filtro (F4),
efluente decantador (ED) e lodo de descarte do decantador (Figura 8). Nes
foram realizadas coletas de amostras para análise de parâmetros de fase líquida e
Desenho esquemático para remoção de fósforo em esc
ala real e pontos de amostragem
: Parâmetros de fase líquida e sólida
analisados na etapa de remoção de fósforo em escala real
ANÁLISES REALIZADAS
pH, Turbidez, DQO
tot
, SST, SSed, Ptot, Pdiss
ST, SVT, SF, Ptot
A coleta de amostras simples foi realizada sempre pela manhã, entre 8h00 e 9h00,
durante 14 dias (7 para etapa aeróbia e 7 para etapa anaeróbia) e imediatamente
levadas para análise no Labsan.
3 Resultados e Discussão
3.1 Desempenho do Sistema de T
ratamento Convencional de Esgotos ETE-
UFES
O sistema de tratamento convencional
de esgotos ETE-UFES (UASB+FB
) foi monitorado
durante aproximadamente 300 dias, com freqüências de análises especificadas no
Quadro 1. Durante o período experimental, o sistema de tratamento foi operado com
uma vazão média de 0,58L/s, resultando em um tempo de detenção hidráulico médi
no reator UASB de 15,4h,
apresentando carga orgânica afluente média de
d. A estatística descritiva dos parâmetros monitorados é
74
(F0), filtro altura
75cm (F1), filtro altura 150cm (F2), filtro altura 225cm (F3), efluente do filtro (F4),
efluente decantador (ED) e lodo de descarte do decantador (Figura 8). Nes
ta etapa,
foram realizadas coletas de amostras para análise de parâmetros de fase líquida e
ala real e pontos de amostragem
analisados na etapa de remoção de fósforo em escala real
A coleta de amostras simples foi realizada sempre pela manhã, entre 8h00 e 9h00,
durante 14 dias (7 para etapa aeróbia e 7 para etapa anaeróbia) e imediatamente
UFES
) foi monitorado
durante aproximadamente 300 dias, com freqüências de análises especificadas no
Quadro 1. Durante o período experimental, o sistema de tratamento foi operado com
uma vazão média de 0,58L/s, resultando em um tempo de detenção hidráulico médi
o
apresentando carga orgânica afluente média de
d. A estatística descritiva dos parâmetros monitorados é
Tabela 1: Estatística descritiva para os parâmetros analisados durante o monitoramento do sistema de tratamento convencional
Etapas do
tratamento
Pontos de
amostragem
Parâmetros
Estatísticos
pH
Turbidez
NTU
DBO
5
mgO
2
/L
DQO
tot
mgO
2
/L
SST
mg/L
SSed
mL/L
Alcalinidade
bicarbonato
mgCaCO
3
/L
Fósforo
Total
mgP/L
Fósforo
Dissolvido
mgP/L
Sulfato
mg/L
Sulfeto
mg/L
NTK
mgN/L
NH
3
mgN/L
Reator UASB
Afluente
UASB
Média
7,15
183
323
520
111
4,55
266
7,06
5,22
36,04
12,94
82,47
63,84
N
75
74
9
43
37
43
34
14
12
14
22
11
8
DP
0,33
134,81
133,5
404,71
80,86
6,88
141,07
3,73
3,33
14,79
4,40
23,10
32,53
CV
0,05
0,74
0,41
0,78
0,73
1,51
0,53
0,53
0,64
0,41
0,34
0,28
0,51
Máx 8,21 700 500 2354 352 38 1035 10,15 8,30 71,68 21,60 134,40 134,40
Mín
6,65
37
100
145
4
0,05
101
4,63
3,09
14,00
2,80
53,76
33,60
Efluente
UASB
Média
7,03
58
138
297
40
0,18
287
6,78
5,69
34,99
8,48
59,26
51,15
N
74
74
9
43
36
43
34
14
12
15
22
11
9
DP
0,15
21,04
56,18
181,37
21,05
0,24
153,88
4,05
3,52
15,65
2,58
26,34
20,28
CV
0,02
0,4
0,41
0,61
0,53
1,29
0,54
0,60
0,62
0,45
0,30
0,44
0,40
Máx
7,74
144
230
849
81
0,9
1208
10,86
8,89
76,75
13,40
100,80
80,64
Mín
6,70
20
80
45
3
0
121
3,36
3,59
14,19
4,80
13,44
13,44
ERP -- 68 57 43 64 96 -- 4 -- -- 34 28 20
Filtro
biológico
Efluente filtro
Média
7,00
70
85
245
85
4,91
237
6,06
4,58
48,69
1,88
59,73
38,22
N
49
48
9
27
26
27
22
12
10
15
20
9
8
DP 0,16 60,86 46,77 186,86 105,22 7,40 117,19 3,33 2,73 19,66 2,14 27,12 15,96
CV
0,18
0,9
0,55
0,76
1,24
1,51
0,49
0,55
0,60
0,40
1,14
0,45
0,42
Máx
7,29
320
190
871
434
30
743
8,38
5,69
90,50
6,80
107,52
63,84
Mín
6,32
10
30
45
0
0
99
3,64
3,53
17,90
0
13,44
13,44
ERP
--
--
39
18
--
--
--
11
19
--
78
--
25
Decantador
Secundário
Efluente
Decantador
Média
7.08
41
63
178
28
0,12
227
6,56
4,84
51,27
2,09
50,09
40,32
N
73
73
9
41
37
43
33
15
12
15
22
11
9
DP
0,18
46,53
40,52
143,66
26,80
0,21
98,50
4,01
3,21
20,06
2,18
22,76
16,80
CV
0,03
1,1
0,65
0,81
0,94
2,04
0,43
0,61
0,66
0,39
1,05
0,45
0,42
Máx
7,70
212
170
493
115
1
738
9,00
5,78
94,23
8,80
13,44
73,92
Mín
6,60
6,5
30
22
1
0
101
4,36
3,14
15,22
0
0
20,16
ERP -- 41 26 27 66 100 -- -- -- -- -- -- --
Eficiência de Remoção Total do Sistema
--
77
81
66
74
98
--
7
7
--
84
39
37
Capítulo 3 76
∗ Remoção de Turbidez
A turbidez média observada no esgoto afluente ao sistema de tratamento (afluente
UASB) foi de 199UT e de 43UT no efluente do decantador, resultando em uma
remoção média de 77% (Tabela 1). A turbidez do efluente (Figura 9) foi extremamente
variável (de 37 a 700UT), enquanto que a variação do efluente do decantador foi
menor (de 6,5 a 212UT).
Figura 9: Variação da turbidez no sistema de tratamento convencional durante período monitorado
A partir do 200
0
dia de operação, a turbidez do efluente do decantador passou a
apresentar valores constantemente abaixo de 50UT, indicando uma tendência de
estabilização do sistema e o funcionamento adequado da etapa de decantação.
∗ Remoção de Sólidos
A remoção de SST no sistema de tratamento convencional atingiu 74%, com valores
médios no afluente de 111mg/L e no efluente do sistema de 28mg/L. Este resultado
atendeu às expectativas para o tratamento, já que um dos objetivos era alcançar uma
concentração média efluente do sistema menor ou igual a 30mg/L. A análise dos
resultados subseqüentes (Figura 10) revelou grande variação de concentração de SST
no afluente do sistema (de 4mg/L a 352mg/L).
Observou-se que a partir do 150
0
dia de operação (Figura 2) a concentração de SST
fixou-se em valores inferiores a 50mg/L. Novamente percebeu-se que a partir deste
período de operação, o sistema aparentemente entrou em regime permanente,
estabilizando sua capacidade de remoção.
Outro aspecto importante refere-se à concentração de SST no efluente do FBAS (F4). A
partir do 100
0
dia de operação iniciou-se a amostragem deste ponto, verificando-se
altos valores, superiores até aos encontrados no efluente do UASB. Isto pode ter sido
ocasionado pelo desprendimento de biomassa aeróbia formada no reator FBAS, sendo
esta depositada no decantador secundário.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 50 100 150 200 250 300
Turbidez UT
Tempo de operação (Dias)
AU EU F4 ED
Capítulo 3 77
Figura 10: Variação da concentração de SST no sistema de tratamento convencional durante período
monitorado.
∗ Remoção de Matéria Carbonácea
A concentração de DQO
tot
média afluente e efluente ao sistema de tratamento
durante o período monitorado foram de 520mgO
2
/L e 178mgO
2
/L, resultando em
eficiência média total de remoção de 66%. A DBO
5
por sua vez, apresentou uma
eficiência média de remoção de 81%. Estes resultados encontram-se abaixo dos
verificados por Gonçalves (2001), que variaram de 80% a 90% de eficiência de remoção
para DQO
tot
e 85% a 95% de remoção para DBO
5
.
Isto pode ser atribuídos a fatores como paradas freqüentes do sistema devido a
problemas mecânicos. Algumas dessas paradas duraram dias, tempo suficiente para
desestabilizar a biomassa aeróbia do FBAS. Porém o mesmo não aconteceu com o
reator UASB, que manteve a mesma tendência de capacidade de remoção de matéria
carbonácea. O comportamento dos reatores pode ser analisado através das séries
históricas de DQO
tot
e DBO
5
(Figura 11 e 12).
Figura 11: Variação da concentração de DQO
tot
no sistema de tratamento convencional durante
período monitorado.
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
0 50 100 150 200 250 300
Concentração SST mg/L
Tempo de operação (Dias)
AU
EU
F4
ED
0
500
1000
1500
2000
2500
0 50 100 150 200 250 300
Concentração de DQO mg/L
Tempo de operação (Dias)
AU EU F4 ED
Capítulo 3 78
Figura 12: Variação da concentração de DBO
5
no sistema de tratamento convencional durante
período monitorado.
Através da análise da Figura 11, observa-se que a partir do 100
0
dia de operação os
valores de concentração de DQO
tot
efluente do sistema (efluente decantador) uma
tendência de constância com concentrações abaixo de 100mg/L, indicando o início da
entrada em regime permanente do sistema de tratamento. Na Figura 12, mesmo
comportamento pode ser visualizado, quando a concentração efluente de DBO
5
aparenta ter entrado em regime após o 150
0
dia.
∗ Remoção de Fósforo
A concentração média de P
tot
observada no período de monitoramento foi de
7,06mgP/L no afluente e 6,56mgP/L no efluente. Para PO
4
3-
, as concentrações afluente
e efluente foram ligeiramente menores, 5,22mgP/L e 4,84mgP/L respectivamente
(Figura 13). As eficiências de remoção total para as duas formas de fósforo foram de
7% (Tabela 1). Ressalta-se que esta remoção pode, na verdade, ser devida à
assimilação das formas de fósforo pela biomassa dos reatores, já que o mesmo é
nutriente essencial e limitante para o desenvolvimento dos microorganismos
envolvidos no tratamento de esgotos.
Através da análise dos resultados confirmou-se a remoção ineficiente das formas de
fósforo. Este tipo de sistema de tratamento (UASB + FBAS) não foi desenvolvido para a
remoção de nutrientes, apesar desta ser verificada para formas de nitrogênio e
enxofre. Entretanto, as formas de fósforo não são removidas em níveis satisfatórios.
Figura 13: Variação da concentração de P
tot
no sistema de tratamento convencional durante período
monitorado
0
100
200
300
400
500
600
0 50 100 150 200 250 300
Concentração de DBO mg/L
Tempo de operação (Dias)
AU EU F4 ED
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
100 150 200 250 300
Concentração mgP/L
Tempo de operação (Dias)
AU EU F4 ED
Capítulo 3 79
3.2 Desempenho do Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos ETE-UFES com
aplicação de coagulante (75mg/L de Cloreto Férrico).
∗ Remoção de Fósforo
O monitoramento do sistema de tratamento em relação à remoção de formas de
fósforo durante as duas etapas de polimento estudadas apresentou variações
significativas (Figura 14). Notou-se que a etapa aeróbia de pós-tratamento obteve
resultados menores para o efluente do sistema (ED) que os obtidos pela etapa
anaeróbia de pós-tratamento.
Figura 14:
Variação da concentração de PO
4
3-
no sistema de tratamento durante período de
monitoramento
A remoção de fósforo obtida é apresentada juntamente com valores observados na
literatura técnica para estudos realizados no Brasil e no mundo (Tabela 2). Em sua
maioria, as pesquisas sobre defosfatação são feitas em laboratório ou escalas piloto,
com controle de variáveis que podem influenciar no seu desempenho. Esta pesquisa
foi realizada em escala real, e esteve sujeita a todo tipo de intempérie.
Na etapa aeróbia, remoção de P
tot
alcançou 66% de eficiência total no sistema com a
aplicação do coagulante, enquanto que a remoção de PO
4
3-
obteve 51%; um
incremento de 59% em comparação com o tratamento convencional (Tabela 1).
Segundo Von Sperling (2005), de acordo com normas da comunidade européia, a
eficiência de remoção de fósforo para efluentes de ETEs urbanas deve ser de 80%, ou
2,0mgP/L, para estações que atendam uma população entre 10.000 e 100.000
habitantes. A concentração média do efluente do sistema na etapa aeróbia de pós-
tratamento foi de 2,60mgP/L para Ptot e 2,81mgP/L para PO
4
3-
, pouco acima do limite
recomendado. A diferença entre o resultado de Ptot e PO
4
3-
provavelmente deve-se a
algum erro experimental isolado.
A maior parte do fósforo floculado pelo coagulante, nas duas etapas do estudo
(aeróbia e anaeróbia) depositou-se no decantador, sendo retornada posteriormente à
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
Concentração PO
4
3-
mg/L
Tempo de operação (Dias)
AE AU EU F4 ED
Aeróbia
Anaeróbia
bia
Capítulo 3 80
elevatória. Este fato foi observado devido ao aumento do aporte de Ptot e PO
4
3-
no
afluente ao UASB, maior que o detectado no afluente a elevatória.
Tabela 2: Eficiências de remoção de formas de fósforo em diversas pesquisas
Autor Coagulantes Eficiências de remoção Observações
Esta
pesquisa
FeCl
3
, 75mg/L
51% para PO
4
3
-
Reator UASB seguido de co-precipitação em
reator FBAS, com decantação secundária.
66% para Ptot
Esta
pesquisa
FeCl
3
, 75mg/L 11% para PO
4
3-
Reator UASB seguido de co-precipitação em
FA, com decantação secundária.
Gonçalves
et al,
(1992)
Na(Al(OH)
4
) 1 a
2:1 (Al:P)
70 a 80% para PO
4
3-
Co-precipitação em Biofiltro de alta taxa
(Biostyr) precedido de clarificador primário.
Gaspar
(2003)
FeCl
3
80mg/L 53 a 74% para Ptot
Seqüencia de pré-tratamento seguido de
reator UASB e pós-tratamento com lodos
ativados (Escala piloto).
FeCl
3
80mg/L e
Pol. Cat. 1mg/L
65 a 73% para Ptot
FeCl
3
150mg/L 87 a 99% para Ptot
Hidaka et
al, (2003)
FeCl
3
10mg/L e
Pol. An. 0,25mg/L
90-95%, com residual
de 0,2mgP/L
Pré-precipitação seguida de biofiltração
com nit/denit.
Wang et
al, (2006)
Fe
2
(SO
4
)
3
Relação molar
Fe:P de 1,13:1
90% para Ptot
MBBR com nitrificação e desnitrificação
simultânea (SND), seguido de precipitação
química (escala de bancada).
A variabilidade dos dados em alguns pontos de amostragem ao longo do sistema de
tratamento foi considerável (Figura 15). Essa variabilidade pode ter influenciado
diretamente o desempenho isolado das unidades operacionais do sistema de
tratamento, principalmente o filtro biológico com aeração. A dispersão no ponto EU da
etapa anaeróbia pode estar associada ao início do colapso do reator UASB, com
relação à carga excedente de fósforo, já que os flocos formados e retornados à
elevatória, através do descarte do lodo do decantador, invariavelmente eram
direcionados ao reator UASB.
Figura 15: Box-plot para PO
4
3-
no sistema de tratamento durante período de monitoramento.
A análise de fósforo dissolvido ao longo das alturas do filtro biológico, na etapa
aeróbia, revelou grande variabilidade dos dados (Figura 16). A saída do filtro (F4)
obteve mediana 4,09mgP/L, maior que a verificada na primeira altura do filtro (F1), de
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
AE
AU
EU
F4
ED
AE
AU
EU
F4
ED
Concentração PO
4
3-
(mgP/L)
25%
Mínimo
Máximo
Mediana
75%
Aeróbia
Anaeróbia
bia
Capítulo 3 81
3,72mgP/L. Já na etapa anaeróbia, a variabilidade dos dados foi significativamente
menor, exceto na primeira altura (F1).
Figura 16: Box-plot para PO
4
3-
nas alturas do filtro biológico durante período de monitoramento
A diferença de comportamento verificada entre as duas etapas de polimento pode
sugerir que a qualidade dos flocos formados durante a coagulação é afetada de acordo
com o tipo de tratamento biológico utilizado. Na prática, a aeração pode ter sido
responsável por um aumento na agitação do meio líquido, resultando em uma
agitação suficientemente grande para promover a quebra do floco formado
(LETTERMAN, 1999; AMIRTHARAJAH AND O’MÉLIA, 1990; CAMPOS E POVINELLI,
1976). Sendo assim, o fósforo coagulado pode ter sido liberado no filtro, o que
explicaria a grande variabilidade de dados encontrada na análise das alturas do
mesmo, durante etapa aeróbia.
O tratamento anaeróbio após a dosagem de coagulante aparenta favorecer a
floculação, já que a variabilidade dos dados foi consideravelmente menor que a
observada para a etapa aeróbia. Entretanto, essa última obteve resultados de
concentração mais baixos que os obtidos para o tratamento anaeróbio.
Dentre os principais fatores que possivelmente afetaram desfavoravelmente a
remoção de fósforo, principalmente na etapa de polimento anaeróbio, pode-se citar
um gradiente de mistura inadequado fornecido pelo agitador, impossibilitando uma
perfeita desestabilização das partículas, e a presença de sulfetos no afluente ao filtro
biológico. Os sulfetos reagem rapidamente com o coagulante quando a agitação não
atinge o gradiente de velocidade adequado para a precipitação do fósforo (NIELSEN et
al., 2008). O precipitado formado com enxofre diminui a disponibilidade de íons Fe
+3
para a precipitação do fósforo.
A análise do lodo de descarte do decantador revelou a relação P/ST do mesmo (Figura
17). De acordo com Tchobanoglous (2003), a relação presente em lodos primários
varia de 0,8 a 2,8% em peso, para lodos não digeridos e 1,5 a 4% para lodos digeridos.
O polimento aeróbio apresentou relações P/ST elevadas quando comparada ao
observado para o polimento anaeróbio, apresentando relações médias de 8,27 para
etapa aeróbia e 3,57 para etapa anaeróbia. A etapa aeróbia apresentou grande
variação nas relações P/ST, sendo a etapa anaeróbia mais homogênea. No entanto, as
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
F0
F1
F2
F3
F4
F0
F1
F2
F3
F4
Concentração PO
4
3-
(mgP/L)
25%
Mínimo
Máximo
Mediana
75%
Aeróbia
Anaeróbia
bia
Capítulo 3
baixas relações encontradas para a etapa anaeróbia de polimento confirm
reduzida eficiência de remoção de fósforo.
Figura 17:
Variação da relação P/ST no lodo de descarte do decantador durante período de
monitoramento.
3.3 Demais remoções do
Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos
com aplicação de coagulante
O monitoramento do sistema de tratamento em relação à remoção de matéria
orgânica e sólidos durante as duas etapa de polimento estudadas apresentou
variações significativas (Tabela 3). De uma maneira geral, o polimen
melhores resultados quanto à remoção de turbidez, matéria orgânica e sólidos quando
comparado ao polimento anaeróbio e mesmo ao tratamento convencional.
∗
Remoção de Turbidez
A eficiência de remoção total de turbidez para a etapa de polim
apresentou diferenças significativas em relação ao tratamento convencional,
mantendo-se em 77%.
Já para o polimento anaeróbio, o mesmo comportamento
anterior não foi observado, figurando a remoção em apenas 31%.
A principal diferença ent
re os tratamentos (com e sem aplicação de coagulante)
situou-
se na eficiência de remoção por etapas. Na etapa de polimento aeróbio, o
reator UASB obteve um incremento de 10%, enquanto que no decantador secundário
observou-
se uma queda de eficiência de 5%.
eficiência de remoção significativa. Ressalta
aparentemente foi a
etapa mais exigida do tratamento com a aplicação de coagulante,
fato que pode explicar sua queda de eficiência para r
∗ Remoção de Sólidos
A remoção de sólidos obteve um percentual de 92% de eficiência total no sistema de
polimento aeróbio com aplicação de coagulante, atingindo um dos maiores níveis
dentre os parâmetros analisados. O incremento de
comparação com o tratamento convencional (etapa sem adição do coagulante),
alcançou 18%.
Capítulo 3
baixas relações encontradas para a etapa anaeróbia de polimento confirm
reduzida eficiência de remoção de fósforo.
Variação da relação P/ST no lodo de descarte do decantador durante período de
Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos
O monitoramento do sistema de tratamento em relação à remoção de matéria
orgânica e sólidos durante as duas etapa de polimento estudadas apresentou
variações significativas (Tabela 3). De uma maneira geral, o polimen
to aeróbio obteve
melhores resultados quanto à remoção de turbidez, matéria orgânica e sólidos quando
comparado ao polimento anaeróbio e mesmo ao tratamento convencional.
Remoção de Turbidez
A eficiência de remoção total de turbidez para a etapa de polim
ento aeróbio não
apresentou diferenças significativas em relação ao tratamento convencional,
Já para o polimento anaeróbio, o mesmo comportamento
anterior não foi observado, figurando a remoção em apenas 31%.
re os tratamentos (com e sem aplicação de coagulante)
se na eficiência de remoção por etapas. Na etapa de polimento aeróbio, o
reator UASB obteve um incremento de 10%, enquanto que no decantador secundário
se uma queda de eficiência de 5%.
O polimento anaeróbio não apresentou
eficiência de remoção significativa. Ressalta
-
se aqui que o decantador secundário
etapa mais exigida do tratamento com a aplicação de coagulante,
fato que pode explicar sua queda de eficiência para r
emoção de turbidez.
A remoção de sólidos obteve um percentual de 92% de eficiência total no sistema de
polimento aeróbio com aplicação de coagulante, atingindo um dos maiores níveis
dentre os parâmetros analisados. O incremento de
eficiência verificado, em
comparação com o tratamento convencional (etapa sem adição do coagulante),
Aeróbia
Anaeróbia
bia
82
baixas relações encontradas para a etapa anaeróbia de polimento confirm
am sua
Variação da relação P/ST no lodo de descarte do decantador durante período de
Sistema de Tratamento Convencional de Esgotos
ETE-UFES
O monitoramento do sistema de tratamento em relação à remoção de matéria
orgânica e sólidos durante as duas etapa de polimento estudadas apresentou
to aeróbio obteve
melhores resultados quanto à remoção de turbidez, matéria orgânica e sólidos quando
ento aeróbio não
apresentou diferenças significativas em relação ao tratamento convencional,
Já para o polimento anaeróbio, o mesmo comportamento
re os tratamentos (com e sem aplicação de coagulante)
se na eficiência de remoção por etapas. Na etapa de polimento aeróbio, o
reator UASB obteve um incremento de 10%, enquanto que no decantador secundário
O polimento anaeróbio não apresentou
se aqui que o decantador secundário
etapa mais exigida do tratamento com a aplicação de coagulante,
A remoção de sólidos obteve um percentual de 92% de eficiência total no sistema de
polimento aeróbio com aplicação de coagulante, atingindo um dos maiores níveis
eficiência verificado, em
comparação com o tratamento convencional (etapa sem adição do coagulante),
Capítulo 3 83
Tabela 3: Estatística descritiva para os parâmetros analisados durante o monitoramento do sistema de tratamento sob co-precipitação com FeCl
3
75mg/L
Etapa de
tratamento
Ponto de
amostragem
Parâmetro
Etapa de polimento aeróbio Etapa de polimento anaeróbio
pH
Turbidez
(NTU)
DQO
tot
mgO
2
/L
SST mg/L
SSed
mL/L
pH
Turbidez
(NTU)
DQO
tot
mgO
2
/L
SST
mg/L
SSed
mL/L
Elevatória AE
Média 7,32 216,50 351,96 212,8 6,2 7,20 161,44 485,35 123,12 5,64
N 7 7 6 6 7 7 7 7 7 7
DP 0,19 74,95 114,47 102,3 5,3 0,38 43,86 157,45 60,55 8,45
CV 0,03 0,35 0,33 0,5 0,9 0,05 0,27 0,32 0,49 1,50
UASB
AU
Média 7,22 165,25 261,17 219,3 2,5 6,98 142,00 450,60 95,59 6,23
N 7 7 6 6 7 7 7 7 7 7
DP 0,11 67,04 176,28 212,1 2,1 0,24 36,85 161,66 112,15 11,74
CV 0,01 0,41 0,67 1,0 0,8 0,03 0,26 0,36 1,17 1,89
EU
Média 7,05 48,33 102,00 49,0 0,2 6,74 94,63 288,44 88,25 2,04
N 7 7 6 6 7 7 7 7 7 7
DP 0,09 24,44 48,60 57,8 0,1 0,08 28,78 296,66 42,54 2,15
CV 0,01 0,51 0,48 1,2 0,5 0,01 0,30 1,03 0,48 1,06
ERP -- 78 71 77 97 -- 41 41 28 64
Filtro
Biológico
F4
Média 6,86 78,24 94,16 52,0 3,4 6,64 101,78 307,13 67,87 0,16
N 7 7 6 6 7 7 7 7 7 7
DP 0,02 28,33 46,45 36,4 5,7 0,20 30,72 171,94 44,48 0,18
CV 0,00 0,36 0,49 0,7 1,7 0,03 0,30 0,56 0,66 1,14
ERP -- -- 8 -- -- -- -- -- -- 92
Decantador ED
Média 6,96 49,73 84,07 18,0 0,0 6,71 112,00 255,94 70,12 0,13
N 7 7 6 6 7 7 7 7 7 7
DP 0,04 21,06 73,50 17,4 0,1 0,24 27,49 160,74 49,62 0,07
CV 0,01 0,46 0,87 1,0 1,7 0,04 0,25 0,63 0,71 0,57
ERP -- 36 11 65 99 -- -- 17 -- 23
Eficiência de Remoção Total -- 77 76 92 100 -- 31 47 43 98
Capítulo 3 84
A concentração média do efluente do sistema chegou a 18mg/L; 10mg/L a menos que
o verificado no tratamento convencional (Tabela 1), o que atende ao limite imposto
pela comunidade européia
1
. Para a legislação municipal COMDEMA/02 (1991), o
recomendado é atingir uma concentração de SST de no máximo 100mg/L, valor pouco
restritivo se comparado com outras legislações internacionais. No entanto, o valor de
concentração média atingido pelo polimento anaeróbio enquadrou-se nesse último,
quando foi verificada uma eficiência de remoção total de 43%.
∗ Remoção de Matéria Carbonácea
A remoção de matéria carbonácea, representada nesta pesquisa pelo parâmetro
DQO
tot
, atingiu 76% de eficiência total no sistema com polimento aeróbio; um
incremento de 10% em comparação com o tratamento convencional. Este incremento
foi suficiente para adequar o tratamento, em termos de remoção de DQO
tot
, para o
lançamento de efluentes. O resultado obtido para o mesmo parâmetro na etapa
anaeróbia de polimento foi reduzido, atingindo 47%.
A legislação municipal COMDEMA/02 (1991) estabelece um máximo de 200mg/L de
DQO
tot
em efluentes para disposição em corpos d`água. De acordo com Von Sperling
(2005), a remoção de DQO
tot
deve atingir um mínimo de 75%, tendo como limite a
concentração de 125mg/L. O efluente do sistema de tratamento com polimento
aeróbio alcançou uma concentração de 84mg/L, se enquadrando perfeitamente nos
padrões acima citados. O mesmo não foi observado para o efluente do polimento
anaeróbio, que obteve média superior a 200mg/L.
4 Conclusão
O tratamento convencional foi eficiente na remoção dos parâmetros Turbidez, DQO
tot
,
SST e SSed, atingindo eficiências de 77%, 66%, 74% e 98% respectivamente. Todas
foram condizentes com os limites impostos pela legislação municipal.
A remoção de fósforo com aplicação de Cloreto Férrico não atingiu os limites
desejados (abaixo de 1mgP/L), alcançando eficiências de remoção para P
tot
de 66% e
para PO
4
3-
de 51%, em polimento aeróbio; e 11% para PO
4
3-
em polimento anaeróbio.
A recirculação do lodo proveniente do decantador para a elevatória influenciou
negativamente no tratamento, pois os flocos precipitados de fósforo acabavam
retornando ao sistema, provocando estocagem do mesmo.
O sistema ETE-UFES com aplicação de coagulante e polimento aeróbio foi eficiente no
tratamento dos parâmetros turbidez, DQO
tot
, SST, atingindo eficiências de 77%, 76% e
92% respectivamente. Todas foram condizentes com os limites impostos pela
legislação municipal, alcançando limites mais restritivos impostos por normas
internacionais. O mesmo sistema de tratamento com polimento anaeróbio não foi
1
Limite de 35mg/L de SST para população atendida maior ou igual a 10000 habitantes (Von Sperling,
2005).
Capítulo 3 85
eficiente para remoção de DQO
tot
, que obteve média acima da imposta pela legislação
municipal.
O sistema de tratamento de esgoto ETE-UFES indicou ser passível de adaptações para
remoção de fósforo, necessitando de alguns acertos. Os resultados indicam que sua
configuração pode ser utilizada para a produção de água de reuso urbano livre de
fósforo, ou disposição em coleções d’água, minimizando o efeito de eutrofização.
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Capítulo 3 87
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Capítulo 4
_______________________________________________________________
Modelagem matemática da remoção de fósforo e sua aplicação
em sistema de tratamento de esgotos
Camila Vidal Alves Silva, Rosane Hein de Campos, Ricardo Franci Gonçalves
Resumo
A remoção de fósforo através de adição de cloreto férrico foi investigada a partir do
desenvolvimento de modelo matemático. Fatores como pH, dose inicial de Fe e PO
4
3-
foram utilizados como parâmetros iniciais, sendo o modelo baseado em 11 equações
de equilíbrio em fase líquida e 4 em fase sólida. O sistema matemático resultante da
modelagem foi resolvido numericamente através de processo iterativo em software
MATHCAD®. O efeito do pH e o residual de fósforo em fase líquida foram avaliados, e a
remoção obtida pelo modelo comparada com a encontrada em escala real. Uma
estimativa da geração de lodo no sistema de tratamento estudado foi realizada e seus
resultados avaliados para averiguação do comportamento do sistema. Remoções
superiores a 90% foram encontradas em diferentes valores de pH, em condição de
excesso de ferro (Fe:P=3,22). Diferenças significativas entre os resultados do modelo e
escala real de remoção de fósforo foram observadas, podendo estas ser atribuídas a
fatores associados ao comportamento da biomassa em grânulos anaeróbios.
Palavras-Chave: modelagem matemática, remoção de fósforo, cloreto férrico.
Capítulo 4 89
1 Introdução
A remoção de fósforo de águas residuárias envolve sua incorporação a partículas
presentes no meio líquido, como sólidos, microorganismos ou espécies químicas
precipitadas, sendo subsequentemente removido. A precipitação química do fósforo é
alcançada através da adição de sais metálicos a base de Al, Fe e Ca, sendo os cátions
formados desses metais os responsáveis pela remoção.
No processo de tratamento de esgotos, seja aeróbio ou anaeróbio, a fração orgânica
do fósforo e os polifosfatos de alto peso molecular são hidrolisados, transformando-se
em ortofosfatos. Este fenômeno químico tem importância significativa quando se
considera a remoção de fósforo por precipitação química. Assim sendo, de acordo com
o estágio do processo de tratamento de esgotos, as espécies fosforadas serão
encontradas na forma de polifosfatos, ortofosfatos e fósforo orgânico, em sua maioria
na forma solúvel (MARGUTHI et al., 2008).
A adição de sais metálicos ao sistema de tratamento de esgotos provoca
invariavelmente um acréscimo na produção de lodo. No caso de ETE compactas, onde
o lodo biológico é retornado ao reator UASB para adensamento, esse acréscimo pode
resultar em diferentes medidas no gerenciamento do lodo.
A precipitação de fosfatos com coagulantes a base de sais de ferro é regida por uma
equação química básica, onde o íon Fe
3+
reage com a forma de fosfato, resultando em
um sal insolúvel de fosfato férrico. A equação pode ser visualizada a seguir:
Fe
3+
+ H
n
PO
4
3-n
↔ FePO
4
+ nH
+
(1)
O comportamento de ferro como coagulante em meio aquoso é relativamente
complexo, principalmente quanto a sua termodinâmica. O íon férrico esta envolvido
em reações de hidrólise e precipitação química de hidróxidos e fosfato férrico. Muitos
autores descreveram em seus trabalhos os vários produtos formados quando sais de
ferro são adicionados a meios líquidos (STUMM & MORGAN, 1970; SNOEYINK &
JENKINS, 1980; LUEDECKE et al. 1989; AMIRTHARAJAHH & O`MÉLIA, 1990). Fytianos et
al. (1998) em seu trabalho sobre modelagem da remoção de fósforo apresenta 15
possíveis equilíbrios envolvendo íons férrico e fosfatos e 4 fases sólidas, formando
produtos simples e complexos.
Por envolver vários equilíbrios e suas respectivas constantes, e sofrer influencias
diretas da alcalinidade, pH, elementos traço e ligantes encontrados em águas
residuárias, a equação 1 não pode ser utilizada para estimativa da dosagem necessária
à remoção de fósforo; neste caso, testes em bancada e até mesmo em escala real tem
de ser realizados (TCHOBANOGLOUS, 2003). Sendo assim, este trabalho tem por
objetivo estudar os efeitos do pH na remoção de fósforo, através do desenvolvimento
de modelo matemático teórico, baseado no trabalho de Fytianos et al., (1998), para
compará-lo a resultados experimentais obtidos em escala real de remoção de P. Além
disso, estimativa da produção de lodo foi realizada afim de verificar o comportamento
do sistema frente a remoção de fósforo por precipitação química.
Capítulo 4 90
2 Material e Métodos
2.1 Caso de Estudo
A planta real do sistema ETE-UFES foi operada no Parque Experimental da Estação de
Tratamento de Esgotos da Universidade Federal do Espírito Santo (Sistema ETE-UFES),
localizado no Campus Goiabeiras, Vitória-ES. A ETE-UFES foi projetada para tratar o
esgoto doméstico gerado por aproximadamente 1000 habitantes, e operar a uma
vazão de 1,0L/s.
O sistema ETE-UFES era composto de pré-tratamento, constituído por uma peneira
estática, dois dispositivos de remoção de gordura e um gradeamento, localizados a
montante da estação elevatória, seguida de um reator UASB, um filtro biológico (FB)
operado em co-precipitação e um decantador secundário com recirculação de lodo
para a elevatória (Figura 1).
Figura 1:
Sistema ETE-UFES
A remoção em escala real de fósforo foi monitorada durante 14 dias, em duas fases
distintas: co-precipitação em reator aeróbio (FBAS) e co-precipitação em reator
anaeróbio (FA), sendo analisados parâmetros de fase líquida e sólida (Quadro 1). As
formas de fósforo foram avaliadas através da determinação de Ptot e PO
4
3-
. As
análises foram realizadas no mesmo dia em que coletadas, de acordo com o Standard
Methods for the Examination of Water and Wastewater 20ª e 21ª edição (APHA et al.,
2005).
Quadro 1: Parâmetros de fase líquida e sólida analisados na etapa de remoção de fósforo em escala real
ANÁLISES REALIZADAS
Fase Líquida pH, Turbidez, SST, SSed, Ptot, Pdiss
Fase Sólida ST, SVT, SF, Ptot
Leito de Secagem
Elevatória
Reator UASB
Reator FBAS
Saída do sistema
Extravasor UASB
Descarte lodo
UASB
D
es
c
a
r
t
e
l
o
d
o
d
e
c
a
n
t
a
d
o
r
Decantador secundário
Saída do biogás
Capítulo 4 91
2.2 Desenvolvimento do modelo para remoção de fósforo
Ao se adicionar sais de ferro a água ou esgotos, vários produtos são formados, com
diferentes graus de complexidade. Quando tais sais têm o objetivo de remover
fósforo, desenvolvem-se basicamente 11 equilíbrios químicos de fase líquida e 4 de
fase sólida. A Tabela 1 apresenta esses equilíbrios, sendo baseados no trabalho de
Fytianos et al., (1998).
Tabela 1: Equilíbrios químicos para espécies de Fe e P em fase líquida e sólida
Equilíbrios Químicos
Constante de
Equilíbrio
Identificação
Hidróxidos solúveis de Fe
Fe
3+
+ H
2
O Fe(OH)
2+
+ H
+
Log k1 = -2,2 (1)
Fe
3+
+ 2H
2
O
Fe(OH)
2
+
+ 2H
+
Log k2 =
-
5,7
(2)
2Fe
3+
+ 2H
2
O
Fe
2
(OH)
2
4+
+ 2H
+
Log k’2 =
-
2,9
(3)
Fe
3+
+ 3H
2
O Fe(OH)
3(aq)
+ 3H
+
Log k3 = -12 (4)
Fe
3+
+ 4H
2
O Fe(OH)
4
-
+ 4H
+
Log k4 = -22 (5)
3Fe
3+
+ 4H
2
O
Fe
3
(OH)
4
5+
+ 4H
+
Log k’4 =
-
6,3
(6)
Dissociação do ácido fosfórico
H
3
PO
4
H
2
PO
4
-
+ H
+
Log ka1 = -2,1 (7)
H
2
PO
4
-
HPO
4
2
-
+ H
+
Log ka2=
-
7,2
(8)
HPO
4
2
-
PO
4
3
-
+ H
+
Log ka3 =
-
12,3
(9)
Fosfatos férricos solúveis
Fe
3+
+ HPO
4
2
-
FeHPO
4
+
Log k1p = 9
(10)
Fe
3+
+ H
2
PO
4
-
FeH
2
PO
4
2+
Log k2p = 1,8 a 21,5
(11)
Fase sólida para Fe e P
Fe
r
PO
4
(OH)
3r-3(s)
rFe
3+
+ PO
4
3
-
+ 3r-3 OH
-
r=1, Log kso,p = -23
r=2,5, Log kso,p = -97
(12)
Fe
1,6
H
2
PO
4
(OH)
3,8(s)
1,6
Fe
3+
+ H
2
PO
4
-
+
3,8
OH
-
Log kso,p = -67,2 (13)
am-FeOOH
(s)
+ 3H
+
Fe
3+
+ 2H
2
O Log kso,Fe = 2,5 (14)
As constantes das equações de 1 a 5 e 11 foram baseadas em Stumm e Morgan (1970),
equação 6 no trabalho de Amirtharajah e O’mélia (1990), equações de 7 a 9 em
Snoeyink e Jenkins (1980) e coeficiente k1p da equação 10 em Luedecke et al. (1989).
O balanço de massa para a dosagem de coagulante foi definido através das equações
15 e 16, levando ainda em consideração a relação molar entre Fe e P e o produto de
solubilidade do fosfato (equações 17 e 18).
ܨ݁
ൌ ܨ݁
ௗ
െ ܥܶ
ி
(15)
ܲ
ൌ ܲ
െ ܥܶ
(16)
ி
ൌ ݎ (17)
ܱܲ
ସ
ൌ ቀ
ೞ
௪
యೝషయ
ቁ ൈ
ఊு
యೝషయ
ൈு
యೝషయ
ఊிൈఊை
ర
ൈ
ଵ
ி
ೝ
(18)
Capítulo 4 92
Onde:
Fed = dose de íon férrico, M;
Fep = concentração de ferro precipitado, M;
CTFe = somatória das concentrações de todos os hidróxidos e fosfatos contendo ferro, fase líquida, M;
P0 = concentração inicial de fósforo, M;
Pp = concentração de fósforo precipitado, M;
CTP = somatória das concentrações de todos os ácidos e fosfatos contendo fósforo, fase líquida, M;
r = relação molar Fe/P;
γH = coeficiente de atividade para concentração de H
+
;
γFe = coeficiente de atividade para concentração de Fe
3+
;
γPO4 = coeficiente de atividade para concentração de PO
4
3+
;
Fe = concentração de Fe
3+
inicial;
Ksop = constante de equilíbrio para a fase sólida envolvida (equações 12 a14);
kw = constante de dissociação da água (1x10
-14
M)
De acordo com as equações de equilíbrio para as espécies de Fe e P nota-se que as
mesmas são função da concentração de H
+
e Fe
3+
, invariavelmente. Sendo conhecidas
as constantes de equilíbrio, pode-se expressar a concentração de cada espécie solúvel
formada como uma função do pH e da concentração inicial de Fe
3+
. Reduziu-se então
cada equação química a uma expressão matemática, que envolveria, além das
concentrações iniciais de H
+
e Fe
3+
, os respectivos coeficientes de atividade (γ
i
) de cada
íon envolvido na reação. Esses coeficientes foram calculados através da aproximação
de Guntelberg, descrita por Snoeying and Jenkins (1980):
logߛ
ൌ െܣ
௪
ൈ
ሺ
ݖ
ሻ
ଶ
ൈ
√
ூ
ଵା
√
ூ
(19)
Onde:
Aw = constante (0,5 para água a 25°C);
Zi = carga do íon i;
I = força iônica, M.
Sendo assim, através de método iterativo e atribuição de uma faixa inicial para
concentração de H
+
, Fe
3+
e PO
4
3-
, as concentrações de todos os produtos solúveis
(equações 1 a 11) foi calculada. O sistema de equações de equilíbrio com os
respectivos cálculos iterativos foi reduzido a uma equação polinomial com os
coeficientes F, P, A, B, EE, Θ, Λ, definidos por Fytianos et al., (1998). Estes coeficientes
relacionam as constantes de equilíbrio, pH e coeficientes de atividade (γ
i
) para cada
espécie existente nos equilíbrios, que geraram as constantes Γ
i
. Estando estes valores
determinados, a concentração de fósforo precipitado e remanescente em fase líquida
foi determinada. Toda metodologia de cálculo foi resolvida numericamente através de
rotina implementada em MATHCAD® (Figura 2).
2.2.1 Parâmetros de aferição do modelo
A atribuição dos valores de Fed e P0 foi feita de acordo com resultados alcançados em
trabalhos realizados no sistema ETE-UFES. A dosagem do coagulante FeCl
3
foi escolhida
através de ensaios de coagulação-floculação-sedimentação, sendo o sistema ETE-UFES
submetido a período de teste para a aplicação da co-precipitação. Para a resolução do
sistema de equações, foram utilizadas uma dose de Fe
3+
de 75mg/L e concentração de
5,93mgP/L de PO
4
3-
,
valor médio obtido através do monitoramento do sistema ETE-
UFEES, e correspondente ao efluente do reator UASB.
Capítulo 4 93
FeOH1 =
FeOH1
K1 Γ1⋅
H
Fe⋅:=
Γ1
γFe1
γH1 γFeOH1⋅
:=
γH1 10
0.5−
Fi1
1 Fi1+
⋅
:=
γFeOH1 10
2−
Fi1
1 Fi1+
⋅
:=γFe1 10
4.5−
Fi1
1 Fi1+
⋅
:=
Fi1 0.5 Fe 9⋅ H+ FeOH 2
2
⋅+
( )
⋅:=
−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−
K6 5.0119 10
7−
⋅:=K3 0.0012589:=
K5 1 10
22−
⋅:=K2 0.000001995:=
K4 1 10
12−
⋅:=K1 0.00631:=
Dados iniciais dos equilibrios de hidróxidos de Fe
−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−−
OH =
OH
1 10
14−
⋅
H
:=
H 3.16 10
6−
⋅:=
Fe 1.86 10
9−
⋅:=
FeOH 0:=
Dados iniciais gerais
Φ
3 K6⋅ Γ6
Cont6
⋅
H
4
:= Φ =
P
2 K3⋅ Γ3
Cont3
⋅
H
2
:= P =
A 1
K1 Γ1
Cont1
⋅
H
+
K2 Γ2
Cont2
⋅
H
2
+
K4 Γ4
Cont4
⋅
H
3
+
K5 Γ5
Cont5
⋅
H
4
+:=
A =
B
K1p ∆1p
Cont11
⋅ H⋅
Ka3
K2p ∆2p
Cont12
⋅ H
2
⋅
Ka2 Ka3⋅
+:=
B =
EE
a3
Cont9
H
3
⋅
Ka1 Ka2⋅ Ka3⋅
a2
Cont8
H
2
⋅
Ka2 Ka3⋅
+
a1 H⋅
Ka3
+ 1+:=
EE =
Θ
ksop
kw
3 r 3−( )
γH10
Cont10
( )
3r 3−( )
H
3r 3−( )
⋅
γFe10
Cont10
( )
r
γpo410
Cont10
⋅
⋅:=
Θ =
Λ r P0⋅ Fed−:=
Λ =
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
ERF =ERF 100
CTP 100⋅
P0
−:=
Eficiência de remoção de fósforo
mgFep =mgFep Fep 55.847⋅( ) 1000⋅:=
Fep =Fep Fed CTFe−:=
mgPp =mgPp Pp 94.9714⋅( ) 1000⋅:=
Pp =Pp P0 CTP−:=
Cálculo das espécies precipitadas
CTP =
CTP h3po4c Conv8+ Conv9+ Conv10+ Conv12+ Conv11+:=
CTFe =
CTFe x3 Conv1+ Conv2+ 2Conv3+ Conv4+ Conv5+ 3Conv6+ Conv12+ Conv11+:=
Cálculo das espécies químicas envolvidas
Figura 2: Metodologia de cálculo do modelo de remoção de fósforo
Capítulo 4 94
Toda a simulação do modelo foi realizada somente para o precipitado formado através
do equilíbrio descrito pela equação 12, com r=1. Diversos pH foram testados e seus
resultados comparados aos obtidos por Fytianos et al., (1998), para a mesma fase
sólida.
2.3 Balanço de massa para estimativa de geração de lodo
O balanço foi desenvolvido para fim de verificação da quantidade de lodo total
formado: lodo biológico acrescido de lodo físico-químico. Considerou-se lodo biológico
como sendo a somatória do lodo produzido no reator UASB (equação 20) e o lodo
produzido no reator FBAS (equação 21), através de equacionamentos descritos por
von Sperling, 1996. Todos os parâmetros envolvidos nos cálculos são apresentados na
Tabela 2.
ܲܮ
ൌ ܻ
ൈ ܵ
.
(20)
ܲܮ
ൌ ܻ
ൈ ܵ
.
(21)
Onde:
ܲܮ
= Produção de lodo aeróbio, kgSST/d;
ܲܮ
= Produção de lodo anaeróbio, kgSST/d;
A produção de lodo físico-químico foi calculada de acordo com o especificado por
Tchobanoglous (2003) através das equações 22 a 24. A equação 23 foi baseada na
estequiometria da formação de hidróxido de ferro, com a adição de cloreto férrico ao
esgoto sanitário (equação química 25).
ܯ
ௌௌ்,ி
ൌ ܧܴܵܵܶ
ௌ
ൈ ܥܵܵܶ
ௌ
ൈ ܳ (22)
ܯ
ிைு
ൌ ܥ
ி
ൈ
ሺଶൈଵ,ଽሻ
ሺଶൈଵଶ,ଷሻ
(23)
ܲܮ
ிொ
ൌ ܯ
ௌௌ்,ி
ܯ
ிைு
(24)
2 ܨ݁ܥ݈
ଷ
3 ܥܽ
ሺ
ܪܥܱ
ଷ
ሻ
ଶ
՞ ܨ݁ሺܱܪሻ
ଷ
௦
3 ܥܽܥ݈
ଶ
6 ܥܱ
ଶ
(25)
Onde:
ܯ
ௌௌ்,ி
= Massa de SST removida com aplicação de coagulante, kgSST/d;
ܯ
ிைு
= Massa de Fe(OH)
3
formada, kg/d;
ܲܮ
ிொ
= Produção de lodo físico-químico, kgSST/d.
Com o intuito de verificar o comportamento do fósforo dentro do reator UASB durante
a produção de lodo, os fenômenos de assimilação e decaimento bacteriano foram
considerados, descritos pelas equações 26 e 27 (VON SPERLING, 1996):
ܴ
௨௧
ൌ ܵ
ൈ ܻ ൈ ܥ
௨௧
ൈ ݎ (26)
ௗ௫
ௗ௧
ൌ െ݇
ௗ
ൈ ܺ (27)
Onde:
ܴ
௨௧
= Requisito nutricional, kg/m
3
;
Capítulo 4 95
ௗ௫
ௗ௧
= taxa de decaimento bacterino.
Todos os cálculos acima mencionados foram sintetizados em um balanço de massa no
sistema de tratamento estudado, obtendo-se assim uma estimativa da produção de
lodo total no reator UASB. O tempo de operação estimado foi de 70 dias, para que
pudesse ser observado o comportamento do reator no momento de descarte de lodo
acumulado. Esse resultado foi de suma importância para a averiguação do
comportamento reator, sob condição de incremento de lodo e aporte de fósforo.
Tabela 2: Lista de parâmetros envolvidos nos cálculos do balanço para produção de lodo
Descrição
Valor
Referência
ܻ
Coeficientes de produção de biomassa,
kgSSV/kgDQO
aplicada
;
0,18
von Sperling,
1996.
ܻ
Coeficientes de produção de biomassa,
kgSSV/kgDQO
aplicada
;
0,40
Tchobanoglous,
2003
ܵ
.
Carga de DQO aplicada no reator, kgDQO/d 23,36 (UASB)
e 12,28 (FB)
Experimental
ܧܴܵܵܶ
ௌ
Eficiência de remoção de SST no reator, com
aplicação de coagulante %
92
ܥܵܵܶ
ௌ
Concentração de SST afluente, kgSST/m
3
111
ܳ
Vazão, m
3
/d 50,11
ܥ
ி
Concentração de Fe aplicada, kg/d
6,48
--
ܵ
Concentração de DQO afluente ao reator, kg/m
3
23,36 (UASB)
e 12,28 (FB)
Experimental
ܥ
௨௧
Concentração do nutriente P na célula bacteriana,
kg/kgSST
0,015
von Sperling,
1996.
ݎ
Relação SST/SSV para a célula bacteriana,
kgSST/kgSSV
1,14
െ
݇
ௗ
Coeficiente de respiração endógena, d
-
1
0,01*
ܺ
Concentração de biomassa no reator, kg/m
3
11,864 Experimental
*Ácidos de cadeia longa em fase acetogênica.
3 Resultados e Discussão
3.1 Desempenho do sistema de tratamento ETE-UFES.
O sistema de tratamento de esgotos ETE-UFES foi monitorado em relação à remoção
de formas de fósforo para duas condições: polimento aeróbio (FBAS) e anaeróbio (FA).
O primeiro apresentou melhores resultados em comparação com o segundo, sendo a
eficiência de remoção alcançada na etapa aeróbia para PO
4
3-
de 51% e P
tot
de 66%,
enquanto que a verificada para PO
4
3-
na etapa anaeróbia foi de 11%. A Tabela 3
apresenta os valores médios do monitoramento convencional e com polimento físico-
químico em etapa aeróbia e anaeróbia.
Notou-se uma diferença entre os valores médios de concentração de PO
4
3-
afluentes e
efluentes ao reator UASB em etapa de co-precipitação anaeróbia. A variação é ainda
maior quando comparado ao valor afluente a elevatória.
Capítulo 4 96
Tabela 3: Valores médios para parâmetros avaliados durante monitoramento do tratamento
convencional e polimento físico-químico
Etapas do
tratamento
Pontos de
amostragem
Polimento físico
-
químico aeróbio
1
Polimento físico
-
químico anaeróbio
2
pH
Turbidez
NTU
SST
mg/L
Ptotal
mgP/L
PO
4
3
-
mgP/L
pH
Turbidez
NTU
SST
mg/L
Ptotal
mgP/L
PO
4
3
-
mgP/L
Elevatória
Afluente
Elevatória
7,32 216 213 7,64 5,70 7,20 161 123 -- 5,49
Reator
UASB
Afluente
UASB
7,22 165 219 7,12 5,56 6,98 142 112 -- 5,71
Efluente
UASB
7,05 48 49 6,55 4,85 6,74 95 88 -- 5,81
ER (%)
-- 78 77 14 15 -- 41 28 -- --
Filtro
biológico
Efluente
filtro
6,86 78 52 4,49 3,78 6,64 102 68 -- 5,13
ER (%)
-- -- -- 31 22 -- -- -- -- 12
Decantador
Secundário
Efluente
Decantador
6,96 50 18 2,60 2,81 6,71 112 70 4,90
ER (%)
-- 34 65 42 26 -- -- -- -- 4
ERF (%)
-- 77 92 66 51 -- 31 43 -- 11
1: Médias obtidas durante 7 dias de monitoramento.
2: Médias obtidas durante 7 dias de monitoramento.
ER: Eficiência de remoção por etapas; ERF: Eficiência de remoção final.
3.2 Simulação da remoção de fósforo
A eficiência de remoção de fósforo foi obtida para diferentes valores de pH, com uma
relação Fe:P de 3,22 (Figura 3). As remoções alcançadas pelo modelo matemático
desenvolvido mostraram-se elevadas, correspondendo às expectativas, já que foi
simulada em condição de excesso de Fe
3+
. Na faixa de pH compreendida entre 4,5 e
6,5, não foi observado variação significativa da eficiência de remoção, figurando
constantemente abaixo de 93%. Já para pH 7 e 7,5 a eficiência foi incrementada,
atingindo 99%.
Figura 3: Eficiência de remoção de PO
4
3-
em diferentes pH
A simulação da condição de precipitação de fósforo através do modelo proposto
apresentou resultados semelhantes aos observados pelo trabalho desenvolvido por
Fytianos et al., (1998). Neste, em simulação feita para pH 4,5 com excesso de Fe de
155% (Fe:P=2,55), a remoção verificada foi de aproximadamente 100%. A diferença
92,0
93,0
94,0
95,0
96,0
97,0
98,0
99,0
100,0
4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8
% remoção de PO
4
3-
pH
Capítulo 4 97
observada entre esta pesquisa e o trabalho anterior pode dever-se a concentração
inicial de fosfato simulada.
A quantidade de fósforo remanescente em fase líquida pode ser observada através da
análise da Figura 4, onde pC é definido como –logCTP, sendo CTP equivalente a
somatória de todas as espécies contendo fósforo, em mol/L. Quanto maior o valor de
pC observado, menor a concentração de fosfato remanescente. A simulação
computacional resultou em valores de concentração de fósforo em fase líquida
pequenos.
Figura 4: Fosfato remanescente em fase líquida, em diferentes pH simulados.
As condições de funcionamento do sistema de tratamento foram semelhantes às
consideradas na modelagem matemática, sendo o pH médio na planta adaptada a
remoção de fósforo em torno de 7. A diferença na eficiência de remoção entre o
modelo e a escala real observada foi de mais de 40%.
3.3 Estimativa da geração de lodo
A adição de Cloreto Férrico 75mg/L ao sistema de tratamento estudado resultou em
aumento do acúmulo bruto de lodo no reator UASB, atingindo um percentual de 60%
(Figura 5). Esse incremento pode ser comparado ao averiguado quando se adiciona
coagulante a decantador primário, superior ao esperado em mecanismos de co-
precipitação (SEDLAK, 1991). Tal diferença é atribuída ao modelo de gestão de
resíduos no sistema ETE-UFES, onde o lodo retido no decantador secundário é
direcionado ao reator UASB para adensamento.
Como verificado para o acúmulo bruto de lodo (kgSST/d), o P retido no reator UASB
também foi significativamente afetado pela adição do coagulante, alcançando um
incremento de 97% em relação ao lodo biológico (Figura 6).
A vazão estimada para lodo biológico foi maior que a verificada para lodo químico,
diferentemente do observado para o acúmulo bruto de lodo (Figura 7). Neste caso,
como a densidade e a % de umidade do lodo biológico e químico são diferentes,
atribui-se a isso a variação encontrada.
5,0
5,4
5,8
6,2
6,6
7,0
7,4
7,8
8,2
8,6
4 4,5 5 5,5 6 6,5 7 7,5 8
-log CTP
pH
Capítulo 4 98
Figura 5: Acúmulo bruto de lodo no reator UASB nas diferentes situações estimadas
Figura 6: Acúmulo de P no reator UASB nas diferentes situações estimadas
A vazão de lodo estimada para as situações consideradas (lodo biológico, químico e
acumulado) resultou em uma altura relativa no reator UASB, através da qual pode-se
predizer o início da liberação por arraste da manta de lodo acumulada (Figura 8).
Considerando-se que a liberação comece quando a manta de lodo atingir uma altura
de 2,90m (altura do separador trifásico do reator UASB), esta somente seria observada
a partir do 43º dia de operação em co-precipitação de P.
Figura 7: Acúmulo de lodo no reator UASB nas diferentes situações estimadas.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
0 10 20 30 40 50 60 70
Produção de lodo kgSS/d
Tempo de operação (Dias)
Lodo biológico Lodo químico Lodo acumulado
0
10
20
30
40
50
60
0 10 20 30 40 50 60 70
Acúmulo de fósforo kgP/d
Tempo de operação (Dias)
Lodo biológico
Lodo químico
Lodo acumulado
0
5
10
15
20
25
30
0 10 20 30 40 50 60 70
Volume de lodo gerado m
3
/d
Tempo de operação (Dias)
Lodo biológico
Lodo químico
Lodo acumulado
Capítulo 4 99
Figura 8: Progressão da altura de lodo acumulada no reator UASB, nas diferentes situações estimadas
3.4 Considerações Finais
Durante o monitoramento da remoção de P em escala real, observou-se uma liberação
de P no reator UASB durante a etapa anaeróbia de co-precipitação, verificado através
do acréscimo de concentração de PO
4
3-
afluente ao FA. De acordo com a produção de
lodo no processo de remoção, seria possível associar a liberação do fósforo a um
colapso do reator UASB, que começaria a perder por arraste a manta de lodo formada.
Porém, como foi verificado através do acompanhamento do sistema de tratamento, a
concentração de PO
4
3-
liberada não foi acompanhada em mesmo grau por uma
elevação da concentração de sólidos suspensos, além do tempo estimado necessário
para o início do arraste da manta não condizer com o observado experimentalmente.
Uma das hipóteses que podem ser levantadas a respeito do fenômeno observado de
liberação de fósforo diz respeito ao comportamento da biomassa desenvolvida no
reator UASB. Vários pesquisadores desenvolveram trabalhos estudando o grânulo
formado em reatores UASB, chegando a conclusões importantes sobre o
comportamento dos mesmos (FANG et al., 1994; PEREBOOM, 1997; VAN DEN HEUVEL
et al., 1997). Sabe-se hoje que dentro de um grânulo anaeróbio, a variação de pH pode
ocorrer em uma faixa de 4 a 9. Com tal variação de pH, excesso de PO
4
3-
caracterizado
pela entrada de efluente bruto e escassez de íons de Fe
3+
, uma condição de hidrólise
do precipitado nesta microzona dos grânulos de biomassa poderia ser considerada.
Como verificado através do modelo matemático desenvolvido, com a queda do pH, a
concentração remanescente em solução de PO
4
3-
.
A modelagem matemática desenvolvida neste trabalho foi direcionada ao fenômeno
químico propriamente dito, sendo uma das principais variáveis consideradas o valor do
pH. Quando se realiza uma remoção em escala real, vários outros fatores têm de ser
considerados, como os que afetam diretamente a remoção de fósforo e os que afetam
os mecanismos envolvidos na precipitação de partículas.
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
0 10 20 30 40 50 60 70
Altura de lodo gerado m/d
Tempo de operação (Dias)
Lodo biológico
Lodo químico
Lodo acumulado
Capítulo 4 100
4 Conclusão
A remoção de fósforo através de adição de cloreto férrico é dependente do pH, entre
outros fatores. A eficiência máxima de remoção alcançada através da modelagem
matemática foi de aproximadamente 99%, em pH 7,5 e relação Fe:P de 3,22. Em todos
os pH testados a remoção foi superior a 90%. Em comparação com a eficiência de
remoção de P atingida em escala real, a diferença ficou situada em 40%.
Através da análise do modelo, verificou-se que a redução do pH promoveu um
acréscimo na concentração de espécies solúveis de fósforo.
A estimativa da produção de lodo mostrou que a liberação de SST (e
consequentemente PO
4
3-
) por arraste da manta de lodo no reator UASB somente
aconteceria a partir do 43º dia de adição de cloreto férrico, o que conflitou com o
observado experimentalmente. Um dos fatores que pode ser atribuído a essa variação
foi a ocorrência de microzonas de pH variável em grânulos de biomassa existentes no
reator UASB.
O modelo matemático desenvolvido mostrou ser passível de utilização como base para
estudos sobre a remoção de fósforo, porém, seus limites devem ser respeitados, sendo
necessárias pesquisas complementares para seu aprimoramento. Por ser um modelo
baseado em fenômenos químicos, não consegue responder a altura quando fatores
externos afetam a remoção de fósforo.
Capítulo 4 101
5 Referências Bibliográficas
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mixing and flocculation. In: Water Quality and treatment, American Water Works
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APHA, AWWA, WPCF. (2005) Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater, 21th ed.
FANG, H. H. P.; CHUI, H. K.; LI, Y. Y. (1994) Microbial structure and activity of UASB
granules treating different wastewaters. Water Science and Technology, Vol.12, pp.
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FYTIANOS, K.; VOUDRIAS, E.; RAIKOS, N. (1998) Modelling of phosphorus removal from
aqueous and wastewater samples using ferric iron. Environmental Pollution, 101, pp.
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LUEDECKE, C.; HERMANOWICZ, S. W.; JENKINS, D. (1989) Precipitation of ferric
phosphate in activated sludge: a chemical model and its verification. Water Science
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precipitação química com cloreto férrico. Engenharia Sanitária e Ambiental, Vol. 13,
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PEREBOOM, J. H. F. (1997) Strength characterization of microbial granules. Water
Science and Technology, Vol.36, No. 6-7, pp. 141-148.
SEDLAK, R. I. (1991) Phosphorus And Nitrogen Removal From Municipal Wastewater:
Principles And Practice, 2ª Ed., The Soap detergent Association, Lewis Publishers, New
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SNOEYINK, V. L.; JENKINS, D. (1980) Water Chemistry. Wiley, New York.
STUMM, W.; MORGAN, J. J. (1970) Aquatic Chemistry. Wiley, Interscience, New York.
TCHOBANOGLOUS, G.; BURTON, F. L.; STENSEL, H. D. (2003) Wastewater Engineer:
Treatment and Reuse. McGraw-Hill Inc., 4ed., New York.
VAN DEN HEUVEL, P. G.; VERSCHUREN, P. G.; OTTENGRAF, S. P. P. (1997) Acceleration
of mass transfer in loop reactors. Water Science and Technology, Vol.36, pp. 311-319.
VON SPERLING, Marcos. (1996) Princípios básicos do tratamento de esgotos. Belo
Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental; Universidade Federal
de Minas Gerais.
Capítulo 5
_______________________________________________________________
Discussão Geral, Conclusões Gerais e Recomendações
1 Discussão Geral
Estações compactas de tratamento de esgotos constituídas de reator UASB seguido de
filtro biológico são uma tecnologia consolidada e disseminada em todo país.
Apresentam excelentes resultados para remoção de matéria orgânica, sólidos e
turbidez, mas são completamente ineficientes quando se avalia a remoção de fósforo.
A adequação do tratamento pode ser realizada através da implantação de polimento
físico-químico, com a adição de sais metálicos. Neste trabalho, a adequação de uma
ETE compacta foi avaliada, mostrando-se promissora e perfeitamente aplicável.
Por se tratar de uma mistura extremamente complexa, sujeitos aos mais adversos
fatores, o efluente a ser tratado necessitava de uma investigação em escala de
bancada, realizada através dos ensaios jar-test. Tais ensaios mostraram que uma
dosagem de 75mg/L de FeCl
3
seria suficiente para obter a remoção de fósforo
necessária para a adequação do sistema à legislação. Entretanto, o monitoramento em
escala real apresentou resultados superiores aos esperados, não atingindo o limite de
remoção.
A recirculação de lodo biológico para adensamento em reator UASB é uma das
principais vantagens da concepção das ETE compactas, mas pode ter sido um dos
principais fatores que contribuíram negativamente para alcançar o patamar de
concentração de fósforo desejado no efluente do sistema.
Capítulo 5 103
2 Conclusões Gerais
A adaptação de uma estação compacta de tratamento de esgotos para remoção de
fósforo através de processo físico-químico mostrou-se possível de ser implementada.
Sistemas de tratamento concebidos para efetuar a digestão do lodo biológico em
reator UASB devem ser monitorados com atenção redobrada, pois a adição de
coagulantes aumenta o volume de lodo produzido e retornado ao reator, sendo seu
descarte realizado com maior freqüência.
Investigação da dosagem necessária a aplicação em escala real para remoção de
fósforo
O tratamento convencional foi eficiente na remoção dos parâmetros Turbidez,
DQOtot, SST e SSed, atingindo eficiências de 77%, 66%, 74% e 98% respectivamente.
Todas foram condizentes com os limites impostos pela legislação municipal. Observou-
se completa ausência de remoção de fósforo indicando a necessidade de adequação
do sistema, com a implementação de polimento físico-químico.
A investigação em ensaios jar-test para seleção de dose, tipo de coagulante e auxiliar
de coagulação para a remoção de fósforo do efluente produzido pela ETE-UFES
concluiu que a melhor opção foi a utilização de FeCl
3
75mg/L como coagulante, que
atingiu eficiência de remoção de 77%. A adição de auxiliares de coagulação a esta
concentração selecionada não apresentou diferença significativa no resultado final.
Remoção de fósforo em escala real
Comparando-se as alternativas de polimento físico-quimico testadas, a remoção de
fósforo não atingiu os limites desejados, alcançando eficiências de remoção para P
tot
e
PO
4
3-
de 66% e 51% para o polimento aeróbio e 11% para PO
4
3-
em polimento
anaeróbio. As médias de fósforo residual obtidas para o polimento aeróbio foram de
2,60 e 2,81mgP/L para Ptot e PO
4
3-
, respectivamente. Para o polimento anaeróbio,
valores muito acima dos permitidos foram observados. A recirculação do lodo
proveniente do decantador para a elevatória influiu negativamente no tratamento,
provocando estocagem do mesmo.
O sistema ETE-UFES com aplicação de coagulante e polimento aeróbio obteve êxito na
remoção de turbidez, DQO
tot
, SST, alcançando diferenças significativas se comparado
ao tratamento convencional. Todos os parâmetros avaliados foram condizentes com
os limites impostos pela legislação estadual, alcançando limites mais restritivos
impostos por normas internacionais. O mesmo sistema de tratamento com polimento
anaeróbio não reproduziu resultados semelhantes.
Modelagem matemática da remoção de fósforo
O modelo matemático desenvolvido mostrou ser passível de utilização como base para
estudos sobre a remoção de fósforo. Por ser dependente do pH, concentração inicial
Capítulo 5 104
de Fe
3+
e PO
4
3-
entre outros diversos fatores, o resultado obtido pelo modelo foi
consideravelmente diferente do obtido em escala real. A ocorrência de microzonas de
pH variável em grânulos de biomassa existentes no reator UASB pode ter contribuído
para o fenômeno de estocagem de fósforo, observado durante o monitoramento da
remoção em escala real.
3 Recomendações
Refinar a faixa de coagulantes e auxiliares de coagulação testadas em jar-test, visando
a otimização e diminuição dos custos envolvidos no tratamento físico-químico.
Avaliar o lodo gerado no tratamento físico-químico quanto suas características físicas e
químicas, identificando assim sua propensão à hidrólise química.
Estudar o sistema ETE-UFES quanto ao gerenciamento do lodo físico-químico gerado,
formatando soluções para a recuperação do ferro como coagulante.
Aprimorar o modelo matemático desenvolvido, inserindo-o no contexto do reator
UASB: estudar as variáveis biológicas e químicas a que a biomassa anaeróbia está
sujeita, em condição de polimento físico-químico.
105
APÊNDICE
Apêndice A – Resultados das análises durante etapa de monitoramento convencional
do sistema ETE-UFES
Tabela 1: Série histórica em etapa de monitoramento de tratamento convencional para SST
Análise AU EU F4 ED Análise AU EU F4 ED
1 163 58 59 22 99 25 434 34
2 20 33 2 23 24 63 50
3 43 46 20 24 33 48 48
4 29 38 8 25 56 73 315 1
5 22 3 3 26 63 81 35 41
6 37 21 8 27 130 45 29 24
7 51 37 25 28 256 73 13 8
8 4 3 29 107 34 63 23
9 123 49 72 30 118 4 8 6
10 82 17 31 80 49 52 26
11 325 43 30 32 100 40 41 37
12 37 32 33 95 29 47 16
13 102 69 52 34 195 35 67 49
14 174 69 115 35 117 58 21 2
15 122 46 98 36 239 311
16 146 12 62 26 37 190 30 0 3
17 75 101 61 38 352 45 57 14
18 94 66 50 42 39 80 37 126 17
19
49
52
30
8
40
111
23
103
9
20 33 19 19 14 41 128 9 81 1
21
38
25
17
106
Tabela 2: Série histórica em etapa de monitoramento de tratamento convencional para pH
Análise AU EU F4 ED Análise AU EU F4 ED
1 7,04 7,12 7,41 45 6,84 6,84 6,83 6,93
2 7,16 7,00 7,38 46 7,10 7,06 7,00 7,08
3 6,99 6,93 7,36 47 6,90 7,02 6,80 7,10
4 7,11 7,15 7,69 48 7,01 6,85 6,92 6,93
5 7,07 7,08 7,40 49 6,83 6,77 6,92 7,36
6 7,05 7,00 7,52 50 6,94 6,88 6,98 7,20
7 7,16 7,20 7,59 51 7,27 7,03 7,06 7,20
8 7,21 7,28 7,61 52 7,04 6,91 6,87 6,88
9 7,02 7,26 7,49 53 6,88 6,78 6,87 6,72
10 7,28 7,30 7,50 54 7,00 6,90 6,88 6,89
11 7,32 7,07 7,21 55 7,19 7,04 7,05 7,27
12 7,52 7,74 56 6,82 6,94 6,87 6,92
13 6,65 7,05 7,12 57 7,34 7,10 7,15 6,73
14 6,87 7,47 7,57 58 6,76 6,71 6,65 6,81
15 6,76 7,19 7,47 59 6,76 6,84 6,32 6,60
16 6,82 7,07 7,24 60 7,09 6,93 6,91 6,87
17 6,96 6,85 7,20 61 6,99 6,90 6,76 6,75
18 6,87 7,07 7,13 62 7,11 6,97 7,00 7,09
19 7,00 7,31 7,05 63 7,06 6,97 7,05 7,04
20 6,87 7,22 7,26 64 6,88 6,70 6,69 6,78
21 7,02 7,00 7,13 65 7,04 6,88 6,85 6,86
22 7,00 6,82 7,16 66 6,93 6,92 6,91 7,03
23 7,95 7,07 7,17 67 6,98 6,89 6,97 7,05
24 7,41 6,96 6,91 68 7,06 6,91 6,96 6,94
25 8,03 7,19 7,36 69 6,94 6,85 6,94 6,98
26 6,91 7,12 7,26 70 6,88 6,78 6,86 6,88
27 7,09 7,33 7,09 71 6,92 6,86 6,87 6,92
28 8,21 7,07 7,17 7,16 72 6,92 6,88 7,00 7,11
29
7,86
7,06
7,20
7,11
73
6,71
6,87
7,08
7,21
30 6,95 7,09 7,16 7,19 74 7,64 7,2 7,04 7,70
31
7,89
7,11
7,07
7,08
75
7,05
7,17
7,05
7,33
32 6,97 7,15 7,25 7,13 76 6,98 7,2 7,29 7,38
33 7,05 7,06 7,10 77 7,25 7 7,12 7,31
34 6,96 7,18 7,15 7,07 78 7,76 7,22 7,11 7,19
35 7,08 6,95 6,94 6,88 79 7,34 7,16 7,11 7,16
36 7,27 7,25 7,29 7,37 80 7,00 7,12 7,00 7,09
37 7,02 7,03 7,07 7,16 81 7,34 7,13 7,08 7,19
38 6,95 7,02 7,07 7,02 82 7,69 7,05 7,01 7,27
39 6,91 7,14 7,08 7,14 83 7,12 7,17 7,06 7,11
40 7,00 7,17 6,98 7,06 84 7,60 7,15 7,10 7,12
41 7,12 7,25 7,08 7,13 85 7,44 7,12 7,06 7,17
42 7,28 7,12 7,20 7,21 86 7,72 7,08 7,08 7,07
43 7,23 7,13 7,20 7,22 87 7,03 7,13 6,99 7,02
44 7,16 7,22 6,92 7,09
107
Tabela 3: Série histórica em etapa de monitoramento de tratamento convencional para
turbidez
Análise AU EU F4 ED Análise AU EU F4 ED
1 57 46 32 44 85 55 110 13
2 86 43 14 45 110 55 20 13
3 78 74 14 46 50 40 10 10
4 54 49 15 47 90 55 70 12
5 41 81 15 48 550 70 30 10
6 52 56 13 49 180 45 210 15
7 49 39 11 50 130 40 85 15
8 43 50 15 51 150 40 16 15
9 66 78 116 52 450 65 28 26
10 66 64 53 240 55 20 9
11 108 46 26 54 110 38 36 15
12 160 107 38 55 130 50 40 12
13 271 40 70 56 170 35 60 22
14 503 44 65 57 220 70 100 33
15 83 55 37 58 250 40 17 17
16 57 93 25 59 193 49 54 21
17 147 106 81 60 65 50 16 8
18 254 67 65 61 130 70 65 65
19 76 69 97 62 130 95 60 50
20 95 81 69 63 65 55 17 15
21 164 64 108 64 700 70 27 22
22
171
86
99
65
150
45
21
17
23 225 52 146 66 180 45 39 15
24
173
86
126
67
330
50
37
7
25 188 54 193 68 450 38 65 25
26
126
63
212
69
500
65
85
50
27 156 68 140 170 70 300 55 150 14
28 166 81 110 71 210 20 50 21
29 179 68 95 121 72 150 50 30 30
30 469 144 201 183 73 220 45 40 8
31 296 62 18 15 74 520 27 30 11
32 183 46 50 33 75 220 50 38 17
33 85 54 25 30 76 200 31 55 16
34 119 98 95 101 77 190 36 34 14
35 74 60 47 55 78 180 60 110 10
36 73 88 73 33 79 198 44 59 14
37 83 97 40 64 80 210 32 120 23
38 300 61 250 23 81 140 55 120 7
39 466 51 52 14 82 110 28 12 10
40 43 40 40 15 83 164 40 78 14
41 37 37 40 40 84 210 25 130 14
42 100 50 130 12 85 270 85 85 8
43 95 55 320 23
108
Tabela 4: Série histórica em etapa de monitoramento de tratamento convencional para DQO
Tabela 5: Série histórica em etapa de monitoramento de tratamento convencional para P total
Análise AU EU F4 ED Análise AU EU F4 ED
1 6,55 4,95 5,37 9 6,64 7,97 6,87 7,71
2 8,47 6,38 6,23 10 8,27 7,67 7,69 7,56
3 9,03 4,78 5,02 4,36 11 9,88 10,86 8,06 9,00
4 9,70 7,10 6,17 6,71 12 7,96 8,36 8,10 8,20
5 8,70 7,37 7,28 6,90 13 6,12 6,26 5,74 6,44
6 10,15 8,66 7,65 7,37 14 7,82 8,50 8,38
7 9,07 8,92 7,18 15 6,29 3,36 3,64 5,76
8 4,63 4,97 6,28 6,51
Análise AU EU F4 ED Análise AU EU F4 ED
1 218 169 85 23 420 370 160 148
2 207 226 80 24 494 654 518 160
3 242 193 97 25 160 86 123 74
4 145 169 36 26 197 358 173 86
5 181 206 85 27 432 210 432 86
6 163 192 144 28 383 234 99 86
7 189 174 29 173 617 123 62
8 354 303 127 30 1271 592 296 432
9 478 233 116 31 497 130 142 118
10 254 176 32 473 178 107 83
11 1066 527 355 33 556 402 225 95
12 275 264 229 34 982 225 142 83
13 424 367 344 35 414 260 308 95
14 527 367 355 36 1030 71 71 473
15 768 367 355 37 392 101 191 22
16 596 355 332 459 38 359 123 112 123
17 573 241 355 229 39 583 213 45 34
18 482 848 871 493 40 415 45
19 459 344 183 103 41 572 123 426 112
20 703 395 99 93 42 1166 471 392 482
21 272 234 111 74 43 2354 729 493 359
22 197 160 86 37
109
Tabela 6: Série histórica em etapa de monitoramento de tratamento convencional para P
dissolvido
Análise AU EU F4 ED Análise AU EU F4 ED
1 4,42 3,87
3,65
8 4,46
5,24
4,80
4,98
2 7,49 3,95
3,64
3,14
9 5,03
5,29
5,33
5,27
3 8,30 5,52
4,92
4,76
10 6,74
8,89
5,59
5,78
4 5,64 5,57
4,82
4,65
11 3,82
5,71
5,32
5,36
5
6,87 6,17
5,69
5,42
12
3,71
4,25
3,74
4,60
6
5,55 5,60
4,61
13
4,98
5,46
5,30
5,04
7 3,09 3,59
3,53
4,09
Tabela 7: Série histórica em etapa de monitoramento de tratamento convencional para
alcalinidade bicarbonato
Análise AU EU F4 ED Análise AU EU F4 ED
1 240 266 199 22 101 121 100 101
2 239 258 216 23 187 211 187 200
3 212 281 235 24 1035 1208 743 738
4 265 255 236 25 252 302 213 203
5 258 220 267 26 228 272 223 228
6 239 257 27 277 337 149 158
7 230 282 256 28 233 277 193 188
8 177 246 260 29 317 287 198 248
9 316 281 286 30 238 297 114 114
10 207 247 221 31 168 178 99 119
11 242 204 202 32 218 218 208 198
12 331 211 228 33 296 324 156 184
13 386 264 257 34 280 300 252 264
14 370 216 211 202 35 280 316 268 260
15 386 274 245 242 36 260 276 264 296
16 252 235 223 223 37 248 356 348 356
17 129 259 266 157 38 320 296 280 240
18 131 235 182 113 39 216 320 272 256
19 145 302 308 180 40 368 276 248 240
20 144 303 310 189 41 288 256 220 196
21 204 259 151 134
110
Apêndice B - Resultados dos Ensaios complementares de coagulação-floculação-
sedimentação
Tabela 8: Valores de parâmetros analisados para ensaio A1
Ensaio: A1 Data: 23/07/08 Hora: 10h20min
Tipo de coagulante:
Al
2
(SO
4
)
3
.18H
2
O
pH ótimo:
Auxiliar de floculação: Não Correção de pH: Não
Solução inicial de Al
2
(SO
4
)
3
.18H
2
O com concentração 10%
Jarro 1 2 3 4 5 6
Volume coagulante (mL) 2,00 2,40 2,80 3,20 3,60 4,00
Dosagem coagulante (mg/L) 100,0 120,0 140,0 160,0 180,0 200,0
pH inicial 7,14 7,16 7,14 7,16 7,16 7,16
pH final 6,86 6,70 6,63 6,51 6,46 6,28
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
211,2
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- 127,2 -- -- -- --
Turbidez inicial (NTU) 37
Turbidez final (NTU) 15 14 14 14 13 12
P dissolvido inicial (mg/L) 3,59
P dissolvido final (mg/L) 0,66 0,53 0,50 0,49 0,45 0,41
DQO inicial (mgO
2
/L)
357,9
DQO final (mgO
2
/L) --
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 48
Sólidos suspensos final (mg/L) -- 21 -- -- -- --
IVL (mL/g) -- 1208,3 -- -- -- --
Tabela 9: Valores de parâmetros analisados para ensaio A2
Ensaio: A2 Data: 23/07/08 Hora: 12h30min
Tipo de coagulante: Al
2
(SO
4
)
3
.18H
2
O pH ótimo:
Auxiliar de floculação: Polímero aniônico 0,1% Correção de pH: Não
Solução inicial de Al
2
(SO
4
)
3
.18H
2
O com concentração 10%
Jarro 1 2 3 4 5 6
Volume coagulante (mL) 2,40
Dosagem coagulante (mg/L) 120,0
Volume do auxiliar (mL) 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00
Dosagem do auxiliar (mg/L) 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00
pH inicial 7,13 7,16 7,17 7,19 7,16 7,21
pH final 6,78 6,72 6,72 6,77 6,92 6,90
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
211,2
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- 146,4 -- -- -- --
Turbidez inicial(NTU) 37
Turbidez final(NTU) 12 12 12 12 13 13
P dissolvido inicial (mg/L) 3,59
P dissolvido final (mg/L) 0,62 0,53 0,59 0,58 0,68 0,64
DQO inicial (mgO
2
/L) 357,9
DQO final (mgO
2
/L) -- 49,7 -- -- -- --
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 48
Sólidos suspensos final (mg/L) -- 18 -- -- -- --
IVL (mL/g) -- 1041,7 -- -- -- --
111
Tabela 10: Valores de parâmetros analisados para ensaio A3
Ensaio: A3 Data: 23/07/08 Hora: 14h10min
Tipo de coagulante: Al
2
(SO
4
)
3
.18H
2
O pH ótimo:
Auxiliar de floculação:
Polímero catiônico 0,1%
Correção de pH:
Não
Solução inicial de Al
2
(SO
4
)
3
.18H
2
O com concentração 10%
Jarro
1
2
3
4
5
6
Volume coagulante (mL) 2,40
Dosagem coagulante (mg/L) 120,0
Volume do auxiliar (mL) 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00
Dosagem do auxiliar (mg/L) 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00
pH inicial 7,04 7,07 7,08 7,09 7,08 7,14
pH final 6,35 6,12 6,07 6,05 6,16 6,15
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
211,2
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- 105,6 -- -- -- --
Turbidez inicial (NTU) 37
Turbidez final (NTU)
12
8,90
9,90
11
13
13
P dissolvido inicial (mg/L) 3,59
P dissolvido
final (mg/L)
0,47
0,22
0,37
0,22
0,20
0,22
DQO inicial (mgO
2
/L) 357,9
DQO final (mgO
2
/L)
--
24,7
--
--
--
--
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 48
Sólidos suspensos final (mg/L)
--
7
--
--
--
--
IVL (mL/g) -- 625 -- -- -- --
Tabela 11: Valores de parâmetros analisados para ensaio A4
Ensaio: A4 Data: 23/07/08 Hora: 16h00min
Tipo de coagulante: Al
2
(SO
4
)
3
.18H
2
O pH ótimo:
Auxiliar de floculação: Polímero não-iônico 0,1% Correção de pH: Não
Solução inicial de Al
2
(SO
4
)
3
.18H
2
O com concentração 10%
Jarro 1 2 3 4 5 6
Volume coagulante (mL) 2,40
Dosagem coagulante (mg/L) 120,0
Volume do auxiliar (mL)
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
12,00
Dosagem do auxiliar (mg/L) 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00
pH inicial
6,87
6,97
6,93
7,00
7,01
7,05
pH final 6,72 6,67 6,65 6,68 6,71 6,68
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
211,2
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- -- -- 141,6 -- --
Turbidez inicial(NTU) 37
Turbidez final(NTU) 8,60 7,60 6,30 6,00 6,40 7,40
P dissolvido inicial (mg/L) 3,59
P dissolvido final (mg/L) 0,50 0,35 0,29 0,29 0,29 0,29
DQO inicial (mgO
2
/L)
357,9
DQO final (mgO
2
/L) -- -- -- -- 37,0 --
Sólidos suspensos inicial (mg/L)
48
Sólidos suspensos final (mg/L) -- -- -- -- 5 --
IVL (mL/g)
--
--
--
--
1041,7
--
112
Tabela 12: Valores de parâmetros analisados para ensaio P1
Ensaio: P1 Data: 24/07/08 Hora: 9h33min
Tipo de coagulante: Cloreto de polialumínio (PAC) pH ótimo:
Auxiliar de floculação: Não Correção de pH: Não
Solução inicial de PAC com concentração 10%
Jarro 1 2 3 4 5 6
Volume coagulante (mL) 2,00 2,40 2,80 3,20 3,60 4,00
Dosagem coagulante (mg/L) 100,0 120,0 140,0 160,0 180,0 200,0
pH inicial 6,90 6,90 6,87 6,87 6,85 6,88
pH final 7,04 6,99 6,98 6,96 6,95 6,96
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
268,8
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- -- -- -- -- 204,0
Turbidez inicial (NTU) 50
Turbidez final (NTU) 11,00 8,60 12,00 8,60 8,80 8,40
P dissolvido inicial (mg/L)
5,20
P dissolvido final (mg/L) 1,36 0,83 0,62 0,47 0,42 0,37
DQO inicial (mgO
2
/L) 283,9
DQO final (mgO
2
/L) -- -- -- -- -- 49,4
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 116
Sólidos suspensos final (mg/L) -- -- -- -- -- 23
IVL (mL/g) -- -- -- -- -- 603,4
Tabela 13: Valores de parâmetros analisados para ensaio P2
Ensaio: P2 Data: 24/07/08 Hora: 11h25min
Tipo de coagulante: Cloreto de polialumínio (PAC) pH ótimo:
Auxiliar de floculação: Polímero aniônico 0,1% Correção de pH: Não
Solução inicial de PAC com concentração 10%
Jarro 1 2 3 4 5 6
Volume coagulante (mL) 4,00
Dosagem coagulante (mg/L) 200,0
Volume do auxiliar (mL) 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00
Dosagem do auxiliar (mg/L) 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00
pH inicial 6,99 6,93 6,95 6,94 6,95 6,99
pH final 6,82 6,93 6,99 7,00 7,03 7,04
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
268,8
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- 204,0 -- -- -- --
Turbidez inicial(NTU) 50
Turbidez final(NTU) 4,00 3,30 4,10 6,20 7,20 6,60
P dissolvido inicial (mg/L) 5,20
P dissolvido final (mg/L) 0,29 0,26 0,27 0,29 0,35 0,34
DQO inicial (mgO
2
/L) 283,9
DQO final (mgO
2
/L) -- 148,1 -- -- -- --
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 116
Sólidos suspensos final (mg/L) -- 10 -- -- -- --
IVL (mL/g) -- 775,9 -- -- -- --
113
Tabela 14: Valores de parâmetros analisados para ensaio P3
Ensaio: P3 Data: 24/07/08 Hora: 14h50min
Tipo de coagulante: Cloreto de polialumínio (PAC) pH ótimo:
Auxiliar de floculação:
Polímero catiônico 0,1%
Correção de pH:
Não
Solução inicial de PAC com concentração 10%
Jarro
1
2
3
4
5
6
Volume coagulante (mL) 4,00
Dosagem coagulante (mg/L) 200,0
Volume do auxiliar (mL) 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00
Dosagem do auxiliar (mg/L) 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00
pH inicial 7,30 7,34 7,34 7,31 7,35 7,33
pH final 6,84 6,97 6,99 6,98 6,91 6,95
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
268,8
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- 199,2 -- -- -- --
Turbidez inicial (NTU) 50
Turbidez final (NTU)
3,30
2,30
2,50
3,80
3,60
4,10
P dissolvido inicial (mg/L) 5,20
P dissolvido final (mg/L)
0,18
0,12
0,16
0,12
0,13
0,13
DQO inicial (mgO
2
/L) 283,9
DQO final (mgO
2
/L)
--
123,4
--
--
--
--
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 116
Sólidos suspensos final (mg/L)
--
4
--
--
--
--
IVL (mL/g) -- 517,2 -- -- -- --
Tabela 15: Valores de parâmetros analisados para ensaio P4
Ensaio: P4 Data: 24/07/08 Hora: hmin
Tipo de coagulante: Cloreto de polialumínio (PAC) pH ótimo:
Auxiliar de floculação: Polímero não-iônico 0,1% Correção de pH: Não
Solução inicial de PAC com concentração 10%
Jarro 1 2 3 4 5 6
Volume coagulante (mL) 4,00
Dosagem coagulante (mg/L) 200,0
Volume do auxiliar (mL) 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00
Dosagem do auxiliar (mg/L) 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00
pH inicial 6,86 7,02 7,05 7,10 7,11 7,15
pH final 6,98 6,99 6,99 7,05 7,03 7,04
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
268,8
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- 199,2 -- -- -- --
Turbidez inicial(NTU) 50
Turbidez final(NTU)
2,40
1,50
1,60
1,80
1,70
1,40
P dissolvido inicial (mg/L) 5,20
P dissolvido final (mg/L) 0,29 0,28 0,29 0,32 0,33 0,33
DQO inicial (mgO
2
/L) 283,9
DQO final (mgO
2
/L) -- 135,8 -- -- -- --
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 116
Sólidos suspensos final (mg/L) -- 0 -- -- -- --
IVL (mL/g) -- 862,1 -- -- -- --
114
Tabela 16: Valores de parâmetros analisados para ensaio F1
Ensaio: F1 Data: 01/08/08 Hora: 9h00min
Tipo de coagulante: Cloreto Férrico FeCl
3
.6H
2
O pH ótimo:
Auxiliar de floculação: Não Correção de pH: Não
Solução inicial de FeCl
3
.6H
2
O com concentração 10%
Jarro 1 2 3 4 5 6
Volume coagulante (mL) 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50 3,00
Dosagem coagulante (mg/L) 25,00 50,00 75,00 100,00 125,00 150,00
pH inicial 7,08 7,19 7,23 7,25 7,26 7,27
pH final 7,25 7,00 6,89 6,85 6,69 6,56
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
272,3
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
198,0
Turbidez inicial (NTU) 40
Turbidez final (NTU) 60 50 35 24 17 12
P dissolvido inicial (mg/L)
4,45
P dissolvido final (mg/L) 4,45 2,23 1,01 0,52 0,40 0,34
DQO inicial (mgO
2
/L) 148,1
DQO final (mgO
2
/L) 61,7
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 81
Sólidos suspensos final (mg/L) 8
IVL (mL/g) 679,0
Tabela 17: Valores de parâmetros analisados para ensaio F2
Ensaio: F2 Data: 01/08/08 Hora: 10h45min
Tipo de coagulante: Cloreto Férrico FeCl
3
.6H
2
O pH ótimo:
Auxiliar de floculação: Polímero aniônico 0,1% Correção de pH: Não
Solução inicial de FeCl
3
.6H
2
O com concentração 10%
Jarro 1 2 3 4 5 6
Volume coagulante (mL) 1,50
Dosagem coagulante (mg/L) 75,00
Volume do auxiliar (mL) 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00
Dosagem do auxiliar (mg/L) 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00
pH inicial 6,97 7,15 7,11 7,17 7,21 7,24
pH final 6,85 6,83 6,80 6,79 6,97 7,02
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
272,3
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- 198,0 -- -- -- --
Turbidez inicial (NTU) 40
Turbidez final (NTU) 31 31 32 36 37 40
P dissolvido inicial (mg/L) 4,45
P dissolvido final (mg/L) 0,99 0,95 1,07 1,55 1,79 2,05
DQO inicial (mgO
2
/L) 148,1
DQO final (mgO
2
/L) -- 24,7 -- -- -- --
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 81
Sólidos suspensos final (mg/L) -- 37 -- - -- --
IVL (mL/g) -- 617,3 -- -- -- --
115
Tabela 18: Valores de parâmetros analisados para ensaio F3
Ensaio: F3 Data: 01/08/08 Hora: 12h10min
Tipo de coagulante: Cloreto Férrico FeCl
3
.6H
2
O pH ótimo:
Auxiliar de floculação:
Polímero catiônico 0,1%
Correção de pH:
Não
Solução inicial de FeCl
3
.6H
2
O com concentração 10%
Jarro
1
2
3
4
5
6
Volume coagulante (mL) 1,50
Dosagem coagulante (mg/L) 75,00
Volume do auxiliar (mL) 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00
Dosagem do auxiliar (mg/L) 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00
pH inicial 6,98 7,07 7,12 7,17 7,20 7,24
pH final 6,65 6,72 6,77 6,83 6,88 6,92
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
272,3
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- -- -- -- -- 188,1
Turbidez inicial (NTU) 40
Turbidez final (NTU)
29
28
24
28
24
20
P dissolvido inicial (mg/L) 4,45
P dissolvido final (mg/L)
1,00
0,89
0,83
0,90
0,99
0,74
DQO inicial (mgO
2
/L) 148,1
DQO final (mgO
2
/L)
--
--
--
--
--
24,7
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 81
Sólidos suspensos final (mg/L)
--
--
--
--
--
14
IVL (mL/g) -- -- -- -- -- 617,3
Tabela 19: Valores de parâmetros analisados para ensaio F4
Ensaio: F4 Data: Hora: 13h50min
Tipo de coagulante: Cloreto Férrico FeCl
3
.6H
2
O pH ótimo:
Auxiliar de floculação: Polímero não-iônico 0,1% Correção de pH: Não
Solução inicial de FeCl
3
.6H
2
O com concentração 10%
Jarro 1 2 3 4 5 6
Volume coagulante (mL) 1,50
Dosagem coagulante (mg/L) 75,00
Volume do auxiliar (mL) 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00 12,00
Dosagem do auxiliar (mg/L) 1,00 2,00 3,00 4,00 5,00 6,00
pH inicial 6,98 7,07 7,12 7,17 7,20 7,24
pH final 6,65 6,72 6,77 6,83 6,88 6,92
Alcalinidade bicarbonato inicial
(mgCaCO
3
/L)
272,3
Alcalinidade bicarbonato final
(mgCaCO
3
/L)
-- -- -- 188,1 -- --
Turbidez inicial (NTU) 40
Turbidez final (NTU)
17
20
21
18
18
21
P dissolvido inicial (mg/L) 4,45
P dissolvido final (mg/L) 0,79 0,77 0,86 0,76 0,84 1,18
DQO inicial (mgO
2
/L) 148,1
DQO final (mgO
2
/L) -- -- -- 49,4 -- --
Sólidos suspensos inicial (mg/L) 81
Sólidos suspensos final (mg/L) -- -- -- 38 -- --
IVL (mL/g) -- -- -- 617,3 -- --
116
Apêndice C - Dosagens e relações para as concentrações de coagulantes utilizados.
Tabela 20: Valores de dosagens e relações mássicas e molares para as concentrações
de coagulantes utilizados nos ensaios complementares
Coagulante
Concentração
(mg/L)
Dose Metal (g/L) Dose Metal (mol/L)
Al
2
(SO
4
)
3
. 18H
2
O
100 8,10E-03 3,00E-04
120 9,72E-03 3,60E-04
140
1,13E
-
02
4,20E
-
04
160
1,30E
-
02
4,80E
-
04
180 1,46E-02 5,40E-04
200
1,62E
-
02
6,00E
-
04
Cloreto de
Polialumínio (PAC)
(32% Al
2
O
3
)
100
3,20E
-
02
3,14E
-
04
120 3,84E-02 3,77E-04
140
4,48E
-
02
4,39E
-
04
160
5,12E
-
02
5,02E
-
04
180 5,76E-02 5,65E-04
200 6,40E-02 6,28E-04
FeCl
3
25
8,60E
-
03
1,54E
-
04
50
1,72E
-
02
3,08E
-
04
75 2,58E-02 4,62E-04
100
3,44E
-
02
6,16E
-
04
125
4,30E
-
02
7,70E
-
04
150 5,16E-02 9,24E-04
117
ANEXO
Anexo A: Metodologias das análises dos parâmetros físico-químicos e
microbiológicos
Tabela 1: Parâmetros, metodologias e referências utilizadas nos monitoramentos convencional
e com aplicação de coagulante
Parâmetro Método Referência
pH Método Eletrométrico
STANDARD METHODS
4500- H
+
B, 2005
OD Método Eletrodo-Membrana
STANDARD METHODS
4500- O G, 2005
Temperatura Método de laboratório e de campo
STANDARD METHODS
2350 B, 2005
Turbidez Método Nefelométrico
STANDARD METHODS
2130 B, 2005
Alcalinidade Método Potenciométrico
STANDARD METHODS
2320 B, 2005
Cloreto Método Argentométrico
STANDARD METHODS
4500
-
Cl
-
B, 2005
DBO
5
OXITOP
DQO
tot
Oxidação por Dicromato de Potássio em
meio ácido
STANDARD METHODS
5220 D, 2005
SST
Método dos Sólidos Suspensos Totais secos
a 103-105°C
STANDARD METHODS
2340 D, 2005
SSed Método dos Sólidos Sedimentáveis
STANDARD METHODS
2340 F, 2005
ST
Método dos Sólidos Totais secos a 103-
105°C
STANDARD METHODS
2340 B, 2005
SV e SF
Método dos Sólidos Fixos e Voláteis por
ignição a 550°C
STANDARD METHODS
2340 E, 2005
P
tot
e PO
4
3-
Método da Digestão Ácido Sulfúrico –
Nítrico associado ao Método do Ácido
Ascórbico
STANDARD METHODS
4500-P B e E, 2005
NTK e N-NH
3
Método Semi-Micro Kjeldahl
STANDARD METHODS
4500
-
Norg C, 2005
N-NO
3
-
Método da Coluna Redutora de Cádmio
STANDARD METHODS
4500
-
NO3
-
E, 2005
N-NO
2
-
Método Colorimétrico
STANDARD METHODS
4500
-
NO2 B, 2005
Sulfato Método Turbidimétrico
STANDARD METHODS
4500
-
SO42
-
E, 2005
Sulfeto Método Iodométrico
STANDARD METHODS
4500
-
S2
-
F, 2005
118
Anexo B - Metodologia de análise para ensaios de coagulação-floculação-
sedimentação (Jar-test) (MARQUES, 2006).
Procedimento
1) Homogeneizar o volume de água bruta medindo e determinando os valores de
temperatura, pH e alcalinidade.
2) Adicionar aos jarros a volume de 2L de água bruta, ligando os agitadores de
maneira a atingir o gradiente especificado para mistura rápida.
3) Caso se deseje acertar o pH, adicionar o volume necessário de solução (HCl ou
NaOH, respectivamente) em cada jarro.
4) Mantendo os agitadores em funcionamento, coletar amostra para a leitura do
pH.
5) Adicionar o volume determinado de coagulante concomitantemente em todos
os jarros, na concentração determinada, variando a dosagem de jarro para
jarro, e direcionando-o para a paleta do agitador.
6) Medir o tempo pré-determinado para realização da mistura rápida.
7) Ajustar a rotação do agitador garantindo o novo gradiente de velocidade,
agora para a floculação.
8) Medir o tempo pré-determinado para realização da floculação.
9) Atingindo o tempo pré-determinado no início dos ensaios para a floculação,
desligar os agitadores e aguardar o tempo de sedimentação desejado.
10) Proceder nesta etapa à coleta das amostras de cada jarro, sem esquecer de
inicialmente descartar os 10mL de cada jarro e somente então coletar em
novos recipientes um volume aproximado de 40mL.
11) Com as amostras coletadas, proceder às análises desejadas.
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