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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS
FACULDADE DE ENGENHARIA CIVIL ARQUITETURA E URBANISMO
Departamento de Saneamento e Ambiente - DSA
TRATAMENTO DE EFLUENTE SANITÁRIO, UTILIZANDO
FILTRO ANAERÓBIO COMO REATOR DE DESNITRIFICAÇÃO,
PARA REÚSO AGRÍCOLA
Paula Regina Coeli Barbosa Senna
Campinas - SP
2010
iii
UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS
FACULDADE DE ENGENHARIA CIVIL, ARQUITETURA E URBANISMO
Departamento de Saneamento e Ambiente - DSA
TRATAMENTO DE EFLUENTE SANITÁRIO, UTILIZANDO
FILTRO ANAERÓBIO COMO REATOR DE DESNITRIFICAÇÃO
PARA REÚSO AGRÍCOLA
Paula Regina Coeli Barbosa Senna
Orientador: Bruno Coraucci Filho
Campinas - São Paulo, Brasil
Agosto 2010
Dissertação de mestrado apresentada à
comissão de pós-graduação da Faculdade de
Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo da
Universidade Estadual de Campinas, como
parte dos requisitos para obtenção do título de
Mestre em Engenharia Civil, na área de
concentração em Saneamento e Ambiente
FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA DA ÁREA DE ENGENHARIA E ARQUITETURA - BAE - UNICAMP
Se58t
Senna, Paula Regina Coeli Barbosa Tratamento de efluente sanitário utilizando filtro anaeróbio como reator de desnitrificação para reúso agrícola / Paula Regina Coeli Barbosa Senna. --Campinas, SP: [s.n.], 2010. Orientador: Bruno Coraucci Filho. Dissertação de Mestrado - Universidade Estadual de Campinas, Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo. 1. Esgotos sanitários. 2. Águas residuais. 3. Água - Purificação - Tratamento biológico. 4. Desnitrificação. I. Coraucci Filho, Bruno. II. Universidade Estadual de Campinas. Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo. III. Título.
Título em Inglês: Treatment of sanitary wastewater, using anaerobic filter as
desnitrification reactor for agricultural reuse Palavras-chave em Inglês: Sewage, Wastewater, Water - Purification - Biological
treatment, Desnitrification Área de concentração: Saneamento e Ambiente Titulação: Mestre em Engenharia Civil Banca examinadora: Miguel Mansur Aisse, Edson Aparecido Abdul Nour Data da defesa: 27/08/2010 Programa de Pós Graduação: Engenharia Civil
iii
Dedico este trabalho aos meus filhos
maravilhosos, Lavínia Barbosa Senna e
Augusto Barbosa Senna.
iv
AGRADECIMENTOS
Agradeço em primeiro lugar a Deus e aos meus amigos espirituais, que me
protegeram e me inspiraram na execução deste trabalho, como também protegeram
meus filhos que ficaram boa parte do tempo sozinhos para que eu pudesse executa-lo;
E por falar neles, é claro que eles merecem um muito obrigado mais que
especial, pois foram meus maiores incentivadores, meus amigos, crescemos juntos
nesta jornada. Super compreensivos. Obrigada Lavínia pela amizade, por ser tão
responsável com a casa e com a escola, sempre preocupada comigo e com o irmão.
Obrigada Augusto, por esperar pacientemente do lado de fora do labsan, pela
companhia nas idas e vindas da Unicamp, pela preocupação e carinho sempre.
A CAPES pela bolsa e a FAPESP,CNPq pelo financiamento, fundamentais
para continuidade e didicação a pesquisa;
Agradeço ao meu orientador, Bruno Coraucci Filho, pela oportunidade de
aprendizado e pelas contribuições a este trabalho.
Agradeço a oportunidade de ter sido orientada pelo prof Tuca como bolsista
trabalho e por tuda sua preocupação com a vida acadêmica e pessoal dos seus
orientandos.
Ao Adriano Tonetti, que admiro como pessoa e como pesquisador, sempre
disposto a ajudar o grupo de trabalho, compartilhando informações, dando idéias,
corrigindo artigos, etc.
A D. Maria Emília, minha mãe, pelas suas orações e toda família que mesmo
estando longe, sempre estiveram presentes;
v
Ao Flávio Rodrigues, meu amigo e companheiro de todas as horas, sem sua
ajuda não seria possível a entrega desta dissertação, meu muito obrigada pela
compreensão, pela companhia nas madrugadas, pela ajuda e incentivo;
Aos grandes amigos que fiz e que sempre dispuseram a me ajudar , Regiane,
Priscila, Sueli, Regina, Paulão, e Dilo;
Aos amigos e técnicos do labsan, Enelton, Lígia e Fernando sempre atenciosos
e cuidadosos com o andamento das pesquisas;
Ao Warner e Roberto pela ajuda na montagem do sistema, até nos finais de
semana.
Aos bolsista Tomás, Alieth, Felippe, Fabiana, Nani, Rosana, Thalita, Letícia,
Julyenne, Débora, Mariana e Daniel pela ajuda nas análises de laboratório.
Ao Sr. Antônio da manutenção sempre tão prestativo;
Ao Juliano Senna, muito prestativo no que diz respeito a vida acadêmica.
E finalmente aos colegas de trabalho, Giuliano, Jorge e principalmente a
Danielle e ao Luccas, muito obrigada pela ajuda que me prestaram e pelas
informações compartilhadas.
que Deus dê em dobro para todos, tudo o que recebi.
vi
RESUMO
SENNA, Paula Regina Coeli Barbosa. Tratamento de efluente sanitário, utilizando filtro
anaeróbio como reator de desnitrificação para reúso agrícola. Campinas, 2010. 105f.
Tese (Mestrado em Engenharia Civil) – Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e
Urbanismo, Universidade Estadual de Campinas.
O excesso de nutrientes, provenientes principalmente de esgotos sanitários,
que são lançados em corpos receptores pode levar ao processo de eutrofização,
ocasionando efeitos adversos ao meio ambiente. Surge então a necessidade do
tratamento avançado ser considerado no planejamento dos recursos hídricos. Deste
modo, avaliou-se a desnitrificação de uma parcela do efluente sanitário proveniente
UNICAMP. Para isso, esta água residuária foi tratada por um filtro anaeróbio com
recheio de bambu (Bambusa tuldoides), operado com tempo de detenção hidráulica de
9 horas, sendo logo após direcionada para um filtro de areia (aeróbio). Tendo como
alternativa o reuso agrícola, o processo de desnitrificação do efluente é fundamental
evitando-se a percolação do nitrato no solo. Na primeira fase do estudo, o efluente dos
filtros de areia foi aplicado em reator anaeróbio com recheio de brita, variando-se as
vazões de fonte de carbono de 20 para 25L e o tempo de detenção hidráulica de 4 para
7 horas. Na segunda fase, o efluente nitrificado no filtro de areia foi recirculado para o
filtro anaeróbio com recheio de bambu, em proporções de 15% e 20% em relação ao
esgoto bruto. As duas fases do tratamento atingiram até 60% de desnitrificação, com
efluente dentro de padrões de lançamento para DQO, DBO para fase 1 como também
eficiência na desinfecção referente a Coliformes Totais e Escherichia Coli de acordo
com Legislação, podendo o efluente ser lançado em corpos hídricos de classe 2, como
também aplicado em práticas de reúso de classe A, B e C.
Palavras chave : Efluente sanitário, nitrato, filtro de areia, tratamento de esgoto.
vii
ABSTRACT
SENNA, Paula Regina Coeli Barbosa. Treatment of sanitary wastewater, using
anaerobic filter as desnitrification reactor for agricultural reuse. Campinas, 2010. 105f.
Thesis (Master in Civil Engineering) – Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e
Urbanismo, Universidade Estadual de Campinas.
The excess nutrients, mainly from sewage released into receptors, can lead to
eutrophication, causing adverse effects to the environment and also the health of the
population. Then comes the need for advanced treatment be considered in the planning
of water resources. Thus, we estimated the denitrification of the University of Campinas
Hospital’s sanitary effluent, through a combination of aerobic and anaerobic filter. To do
so, the wastewater was treated by an anaerobic filter filled with bamboo (Bambusa
tuldoides), operated with hydraulic retention time of 9 hours, forwarded by a sand filter.
Intermittent operation was used to ensure a wide ground layer oxygenation, causing
nitrification of 80% of the affluent. Denitrification is an essential process when reusing
wastewater for agricultural purposes, as it prevents the percolation of nitrate in the soil.
The denitrification analysis was done in two phases. First, the sand filter’s effluent has
been applied into the anaerobic reactor filled with gravel with flows of carbon source of
20 and 25L and hydraulic retention time from 4 to 7 hours. The obtained values were
within the standards for reuse. Second, the nitrified effluent in sand filter is recirculated
to the anaerobic filter filled with bamboo, in proportions of 15% and 20% compared to
raw sewage. Both phases of the treatment achieved a rate of 60% effluent denitrification
and, for first phase, the effluents are in agreement with the standards releases of COD,
BOD as well as the disinfection efficiency regarding coliform and Escherichia Coli.
According to law, the effluent may be flowed out into bodies of water Class 2 and also
can be applied in reuse practices of class A, B and C.
Key words : Sanitary effluent, nitrate, sand filter, sewage treatment.
viii
SUMÁRIO
AGRADECIMENTOS ..................................................................................................... iv
RESUMO ..................................................................................................................... vi
ABSTRACT ....................................................................................................................vii
SUMÁRIO .................................................................................................................... viii
LISTA DE FIGURAS ...................................................................................................... xi
LISTA DE TABELAS ..................................................................................................... xiii
1 INTRODUÇÃO ......................................................................................................... 1
2 OBJETIVOS ............................................................................................................. 3
2.1 Objetivo Geral ........................................................................................................ 3
2.2 Objetivos Específicos ............................................................................................ 3
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ..................................................................................... 4
3.1 Tratamento de Águas Residuárias ........................................................................ 5
3.2 Compostos Nitrogenados ...................................................................................... 7
3.2.1 Nitrogênio Amoniacal ....................................................................... 9
3.2.2 Nitrito ............................................................................................. 10
3.2.3 Nitrato ............................................................................................ 11
3.2.4 Remoção do Nitrogênio ................................................................. 12
3.2.5 Nitrificação Biológica ..................................................................... 13
3.2.6 Desnitrificação Biológica ................................................................ 16
3.2.7 Nitrificação / Desnitrificação biológica ........................................... 19
3.2.8 Anammox ...................................................................................... 21
3.2.9 Sistema combinado Anaeróbio / Aeróbio ....................................... 22
ix
3.3 Fatores que influênciam na remoção Biológica do Nitrogênio ............................. 27
3.3.1 Oxigênio Dissolvido ....................................................................... 27
3.3.2 Alcalinidade e pH ........................................................................... 28
3.3.3 Temperatura .................................................................................. 29
3.3.4 Fonte externa de Carbono ............................................................. 29
3.4 Legislação ........................................................................................................... 31
3.5 Reúso da água residuária .................................................................................... 31
3.5.1 Reúso e Agricultura ....................................................................... 33
3.5.2 Qualidade das águas para irrigação .............................................. 34
4 MATERIAIS E MÉTODOS ...................................................................................... 36
4.1 Filtro Anaeróbio com recheio de bambu .............................................................. 38
4.1.1 Caracterização do Reator .............................................................. 40
4.2 Filtros de Areia .................................................................................................... 40
4.3 Reator Anaeróbio com Recheio de Brita ............................................................. 42
4.4 Aspectos Operacionais ........................................................................................ 43
4.4.1 Recirculação do efluente ............................................................... 44
4.5 Métodos de análises ............................................................................................ 46
4.5.1 Análises físicas e químicas ............................................................ 47
4.5.2 Analises Microbiológicas ............................................................... 47
4.5.3 Análise Estatística ......................................................................... 47
4.6 Período de análise ............................................................................................... 48
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO .............................................................................. 49
5.1 Caracterização do Reator Anaeróbio com Recheio de Bambu .......................... 49
5.2 Nitrificação ........................................................................................................... 52
5.3 Desnitrificação ..................................................................................................... 58
5.3.1 Reator Anaeróbio com Recheio de Brita ....................................... 58
5.3.2 Reator Anaeróbio com Recheio de Bambu (RD) ........................... 64
5.4 Eficiência do sistema ........................................................................................... 68
5.4.1 Parâmetros Físico Químicos.......................................................... 69
x
5.4.2 Nutrientes ...................................................................................... 75
5.4.3 Análise Microbiológica ................................................................... 78
6 CONCLUSÃO ......................................................................................................... 81
7 RECOMENDAÇÕES .............................................................................................. 82
8 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ....................................................................... 83
9 Apêndice I – Dados experimentais ........................................................................ 89
10 Apêndice II – Estudo de relação entre parâmetros físico-químicos ....................... 92
xi
LISTA DE FIGURAS
Figura 3.1 - Relação entre organismos nitrificantes e razão DBO5/NTK ....................... 15
Figura 4.1 - Localização do protótipo da unidade de tratamento – UNICAMP. .............. 36
Figura 4.2 - Esquema geral do sistema de tratamento. .................................................. 37
Figura 4.3 - Esquema do processo de desnitrificação. ................................................... 38
Figura 4.4 - A: Ponto da aplicação do efluente nitrificado. B: Esquema do Filtro
anaeróbio com recheio de bambu. .......................................................................... 39
Figura 4.5 - Esquema e vista do Filtro de Areia. ............................................................ 41
Figura 4.6 - Vista e Esquema do Reator de desnitrificação com Recheio de Brita. ....... 42
Figura 4.7 - Vista do Reator de desnitrificação com recheio de brita. ............................ 43
Figura 4.8 - Bomba helicoidal e painel de controle da vazão. ........................................ 44
Figura 4.9 - Ponto da aplicação do efluente nitrificado e bomba peristática .................. 44
Figura 5.1 - Valores de pH dos pontos de coleta 1, 2, 3 4 e 5 ....................................... 53
Figura 5.2 - Valores de alcalinidade total dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5. ................. 53
Figura 5.3 - Valores de nitrato dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5. .................................. 54
Figura 5.4 - Relação DBO e DQO bruta e filtrada dos pontos de coleta. ....................... 55
xii
Figura 5.5 – valores de oxigênio Dissolvido dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5. ............. 56
Figura 5.6 - Valores de NTK dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5. ..................................... 57
Figura 5.7 - Valores médio do N-Total dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5. ...................... 57
Figura 5.8 – Valores de Nitrogênio amoniacal dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5. .......... 59
Figura 5.9 - Relação N-NO3- e Alcalinidade Total do reator RD. .................................... 62
Figura 5.10 - Valores de condutividade dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5. .................... 71
Figura 5.11 - Valores para Turbidez dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5. ......................... 72
xiii
LISTA DE TABELAS
Tabela 3.1 - Vantagens e desvantagens dos sistemas anaeróbios de tratamento de
esgotos. ................................................................................................................... 23
Tabela 3.2 - Vantagens e desvantagens dos sistemas aeróbios de tratamento de
esgotos. ................................................................................................................... 25
Tabela 3.3 - Diretrizes para interpretar a qualidade da água para irrigação .................. 35
Tabela 4.1 - Relação dos parâmetros analisados com metodologia utilizada. ............... 46
Tabela 5.1 - Média dos valores encontrados para os parâmetros físico-químicos
analisados. .............................................................................................................. 49
Tabela 5.2 - Média da temperatura durante caracterização ........................................... 50
Tabela 5.3 - Valores médios de pH encontrados na caracterização do reator FB ......... 50
Tabela 5.4 - Valores médios de OD encontrados na caracterização do reator FB......... 51
Tabela 5.5 - Valores de Alcalinidade Total encontrados na caracterização do reator FB
................................................................................................................................ 51
Tabela 5.6 - Remoção de DQO em relação ao esgoto Bruto ......................................... 55
Tabela 5.7 - Análise do coeficiente DQO/N - NO3 .......................................................... 60
Tabela 5.8 - Valores médios de pH em Relação ao TDH e Fonte de Carbono .............. 61
xiv
Tabela 5.9 - Valores médios para Alcalinidado Total em relação ao TDH e Fonte de
Carbono .................................................................................................................. 62
Tabela 5.10 - Valores médios de OD em Relação ao TDH e Fonte de Carbono ........... 63
Tabela 5.11 - Concentração média de NH3-, NTK e N-Total do efluente em relação as
variação de TDH e da fonte de carbono................................................................. 64
Tabela 5.12 - Valores médios de pH em relação ao efluente recirculado. ..................... 67
Tabela 5.13 - Valores médios de OD em relação ao efluente recirculado. .................... 67
Tabela 5.14 - Média dos valores físico químicos e limites para reúso agícola e de
lançamento de acordo com a classe. ...................................................................... 69
Tabela 5.15 - Remoção de SST ao longo do processo. ................................................. 74
Tabela 5.16 - Remoção de SSV ao longo do processo . ................................................ 74
Tabela 5.17 - Valores médios para os N-NH4, N- NO3- e Fósforo. ................................. 76
Tabela 5.18 - Remoçao de fósforo ao longo do processo. ............................................. 77
Tabela 5.19 - Média dos valores de Coliforrnes Termotolerantes e E. Coli. .................. 79
Tabela 9.1 – Dados de pH.............................................................................................. 89
Tabela 9.2 – Dados de alcalinidade parcial. ................................................................... 90
Tabela 9.3 – Dados de oxigênio dissolvido. .................................................................. 90
Tabela 9.4 – Dados de alcalinidade total. ...................................................................... 91
xv
Tabela 10.1 – Estudo relação N-NO3- e alcalinidade total. ............................................. 92
Tabela 10.2 – Estudo relação DBO5/NTK. ..................................................................... 92
1
1 INTRODUÇÃO
Segundo dados do IBGE (2000), os distritos brasileiros com coleta de esgoto
sanitário se dividem entre os 1/3 que tratam o esgoto coletado (33,8%) e os quase 2/3
que não dão nenhum tipo de tratamento ao esgoto produzido (66,2%). Nestes distritos,
o esgoto é despejado in natura nos corpos de água ou no solo, comprometendo a
qualidade da água utilizada para o abastecimento, irrigação e recreação. Do total de
distritos que não tratam o esgoto sanitário coletado, a grande maioria (84,6%) despeja o
esgoto nos rios, sendo este um dos principais responsáveis pela eutrofização.
Segundo Figueirêdo et al. (2007), a eutrofização das águas significa seu
enriquecimento por nutrientes, principalmente nitrogênio e fósforo, levando ao
crescimento excessivo das plantas aquáticas, tanto planctônicas quanto aderidas, com
conseqüente desequilíbrio do ecossistema aquático e progressiva degeneração da
qualidade da água dos corpos lênticos. Um dos principais problemas relacionados à
eutrofização é a proliferação de cianobactérias em detrimento de outras espécies
aquáticas. Muitos gêneros de cianobactérias quando submetidas a determinadas
condições ambientais podem produzir toxinas que chegam a ser fatais aos animais e
aos seres humanos.
Outro problema que envolve os nutrientes está relacionado a um dos
compostos nitrogenados, o nitrato, composto cada vez mais encontrado em água de
poços. Este íon geralmente ocorre em baixos teores nas águas superficiais, mas pode
atingir altas concentrações em águas profundas. O seu consumo por meio das águas
de abastecimento está associado a dois efeitos adversos à saúde: a indução à
metemoglobinemia, especialmente em crianças, e a formação potencial de nitrosaminas
e nitrosamidas carcinogênicas. O desenvolvimento da metemoglobinemia a partir do
nitrato nas águas potáveis depende da conversão bacteriana deste para nitrito durante
2
a digestão, o que pode ocorrer na saliva e no trato gastrointestinal (AWWA apud
SOUZA et al. 2007)
A contaminação dos cursos de água pelo efluente não tratado, geram
problemas de saúde e de escassez de água. Tal situação é agravada pela distribuição
desigual de recursos hídricos: atualmente, existem 26 países que abrigam 262 milhões
de pessoas e que se enquadram na categoria de áreas com escassez de água.
Segundo Mancuso e Santos (2003), pelo menos 8% da reserva mundial de água doce
estão no Brasil, sendo que 80% concentram-se na Região Amazônica e somente 20%
encontram-se distribuídos nas regiões onde vivem 95% da população brasileira.
Afirmam ainda que, do total de água consumido atualmente no Brasil, 70% são
aplicados na agricultura e os 30% remanescentes destinam-se a usos domésticos e
industriais, em partes iguais. É possível que antes do término desta década, o consumo
de água na agricultura chegue a 80%, aumentando os conflitos de uso que hoje
ocorrem na grande maioria das bacias hidrográficas brasileiras, principalmente
naquelas com desenvolvimento agrícola e urbano significativo.
Com toda problemática envolvendo a água, cresce a necessidade de se
desenvolver estações de tratamento. Baseado nesta linha de pensamento, o
Departamento de Saneamento e Ambiente da UNICAMP, busca firmar-se como uma
referência no estudo de processos simplificados e de baixo custo de tratamento de
esgotos, podendo este ser reutilizado na agricultura, resguardando as fontes de água,
de boa qualidade, para uso nobre, contribuindo para a resolução da problemática do
tratamento de esgotos e da escassez de água.
3
2 OBJETIVOS
2.1 Objetivo Geral
Esta pesquisa tem como objetivo principal, a continuidade e aprofundamento do
estudo para elaboração de uma estação de tratamento de baixo custo, através da
combinação do reator anaeróbio com reator aeróbio para promover efluente dentro dos
padrões exigidos para serem lançados em corpos hídricos e/ou reutilizadas na
agricultura com ênfase na nitrificação e desnitrificação do efluente
2.2 Objetivos Específicos
• Avaliar a capacidade de nitrificação, do filtro de areia
• Avaliar a eficiência do reator de desnitrificação com recheio de brita para
promover a desnitrificação com diferentes taxas de fonte de carbono e tempo de
detenção hidráulica
• Avaliar a eficiência do filtro anaeróbio com recheio de bambu, para promover a
desnitrificação com aplicação taxas variando entre 15 a 20% do efluente nitrificado em
relação ao esgoto bruto, que abastece o reator.
• Avaliar o desempenho dos filtros anaeróbios com recheio de bambu e brita e
do filtro de areia, quanto a diversos parâmetros físico-químicos e biológicos como pH,
alcalinidade, OD, DQO, Nitrato, NTK, Nitrogênio Amoniacal, entre outros
• Comparar o efluente gerado pelo sistema com os padrões exigidos pela
legislação brasileira para o lançamento em corpos hídricos e para o emprego nas
diversas práticas de reuso.
4
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
No cenário atual de saneamento, discute-se uma nova organização institucional
e uma readequação das relações entre a União, Estados e municípios, para que o setor
possa estar inserido no contexto de uma nova Política Nacional de Saneamento
definida ao lado das políticas econômicas e sociais. No âmbito destas políticas as
diretrizes, conceitos e procedimentos são definidos para o aproveitamento da água pelo
setor de saneamento. A poluição poderá, de uma maneira significativa, limitar sua
oferta com queda da qualidade e aumento de custo, agravando-se principalmente
quando se estabelece conflitos de usos múltiplos (abastecimento doméstico e industrial,
produção de eletricidade, controle de enchentes, irrigação, transportes e despejos de
resíduos).
Além dos problemas de ordem política, existem aqueles de escolha da
alternativa mais adequada de planos e projetos de saneamento, que estão diretamente
relacionados com a tomada de decisão (política, econômica, social e ambiental).
Conforme diz Sachs (1986), "Em vez de se adaptar o ecossistema a
tecnologias importadas, testadas em condições ecológicas e culturais diferentes e que
tendam a destruir o sistema, produzindo efeitos sociais desastrosos, a idéia é a de
adotar uma nova atitude, desenhando-se tecnologias apropriadas às condições natural
e social em que deverão ser utilizadas".
Estudos desenvolvidos por von Sperling e Chernicharo (2002) indicam que as
tecnologias de tratamento de esgotos empregadas no Brasil são eficientes somente no
que se refere à remoção de Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO), Demanda
Química de Oxigênio (DQO) e Sólidos em Suspensão (SST). Entretanto, não produzem
um efluente compatível com os padrões de qualidade exigidos pela legislação, em
5
termos de amônia, nitrato, coliformes fecais e, principalmente, fósforo. Percebe-se um
significativo distanciamento entre os objetivos alcançados no tratamento de esgotos no
Brasil e os já atingidos em países desenvolvidos, de acordo com Metcalf e Eddy (2003),
os países desenvolvidos começaram a incorporar remoção de nutrientes ainda na
década de 70 e 80
Contudo foi firmado em 1992 um compromisso para a mudança nos padrões de
desenvolvimento na Conferência das Nações Unidas sobre Meio Ambiente e
Desenvolvimento, realizada no Rio de Janeiro, em 1992, denominando-o Agenda 21.
Neste documento, foi recomendada como metas para a melhora de qualidade de vida
da população, a redução da poluição causada pelo lançamento de esgotos urbanos nos
corpos d’água, envolvendo as atividades como: implementar cobrança pelo uso da
água e pelo lançamento de efluentes; estudar e difundir tecnologias de baixo custo para
tratamento de esgotos; estudar tecnologias de reuso da água e impor obrigatoriedade
do tratamento de esgotos para certas categorias de cidades.
3.1 Tratamento de Águas Residuárias
Os processos de tratamento de águas residuárias estão relacionados às
características da água, como o grau de tratamento requerido. A seleção do tipo de
processo a ser utilizado ou da combinação de processos depende dos seguintes
aspectos:
• Característica do afluente
• Qualidade requerida do efluente
• Área física disponível
• Custos associados
6
Os métodos de tratamento podem ser classificados segundo Metcalf e Eddy
(1991) como:
• Tratamento Primário: operações físicas: métodos de tratamento no qual
predomina a aplicação de forças físicas como gradeamento, mistura, floculação,
sedimentação, flotação.
• Tratamento Secundário: processos biológicos unitários: métodos de
tratamento nos quais a remoção de contaminantes ocorre por meio de atividade
biológica para remoção da matéria orgânica carbonácea, desnitrificação e remoção de
fósforo.
• Tratamento Terciário: métodos de tratamento nos quais a remoção ou
conversão de contaminantes ocorre pela adição de produtos químicos ou devido a
reações químicas como precipitação, adsorção e oxidação química.
Segundo Aisse (2000), o tratamento de água residuária, em nível secundário é
bem promissor e deve ser objeto de estudos e investigações, propiciando
principalmente possibilidade de sistemas a baixo custo e fácil operação, abrandando
assim o grave panorama da poluição dos corpos receptores e reuso inadequado das
águas residuárias.
O tratamento terciário promove, além da remoção dos sólidos sedimentáveis
(tratamento primário) e do material orgânico (tratamento secundário), remoção dos
nutrientes nitrogênio e fósforo, estes junto com dióxido de carbono promovem
condições necessárias para o crescimento de microorganismos autótrofos, como por
exemplo, as algas provocando eutrofização. Nas últimas décadas cresceu a
conscientização que a remoção dos nutrientes das águas residuárias é uma medida
importante para conservar a qualidade dos corpos receptores de efluentes de sistema
de tratamento (van Haandel e Marais, 1999)
7
3.2 Compostos Nitrogenados
Dentre os compostos nitrogenados existem as formas dissolvidas e particuladas
sujeitas a transformações físicas e químicas mediadas ou não por microrganismos,
como também as formas voláteis que podem ser interconvertidas dentro do próprio
sistema ou fixadas a partir do reservatório atmosférico por espécies metabolicamente
habilitadas a realizar este tipo de transformação.
O nitrogênio está presente em águas residuárias sob quatro formas, que são o
nitrogênio amoniacal, nitrogênio orgânico, nitrito e nitrato. Em águas residuárias
domésticas, o nitrogênio está presente principalmente como nitrogênio amoniacal (em
torno de 60%) e nitrogênio orgânico (em torno de 40%). Nitrito e nitrato ocorrem em
pequenas quantidades, que representam menos de 1% do nitrogênio total, uma vez o
esgoto doméstico não apresenta quantidade de oxigênio dissolvido suficiente à ação
das bactérias nitrificantes. (NAVAL et al. 1999)
Embora presente em grande concentração no ar atmosférico, essencialmente
na combinação molecular N2, poucos são os organismos que o assimilam nessa forma.
Apenas certas bactérias e algas cianofíceas podem retirá-lo do ar na forma de N2 e
incorporá-lo às suas moléculas orgânicas. Contudo, a maioria dos organismos não
consegue reter e aproveitar o nitrogênio na forma molecular, obtendo esse nutriente na
forma de íons amônio (NH4+), bem como íons nitrato (NO3
- ).
Algumas bactérias nitrificantes na superfície do solo realizam a conversão do
nitrogênio, transformam a amônia em nitratos, disponibilizando esse elemento
diretamente às plantas e indiretamente aos animais, através das relações tróficas
8
A devolução do nitrogênio à atmosfera, na forma de N2, é feita graças à ação de
outras bactérias, chamadas desnitrificantes. Elas podem transformar os nitratos do solo
e de ambientes aquáticos em N2, que volta à atmosfera, fechando o ciclo do Nitrogênio.
As formas mais importantes e comuns de nitrogênio em efluente e seus
correspondentes estados de oxidação no meio-ambiente solo / água são Amônia (NH3),
Ammonium (NH4+), Nitrogênio gás (N2), Íon Nitrito (NO2
-) e Íon Nitrato (NO3- ).
A presença de compostos de nitrogênio nos seus diferentes estados de
oxidação é indicativa de contaminação do aquífero e de possíveis condições higiênico-
sanitárias insatisfatórias e de acordo com a classificação da forma do nitrogênio
presente nos corpos de água, pode-se caracterizar o estágio de poluição onde:
poluições recentes e Nos esgotos domésticos brutos, ele está presente principalmente
na forma de nitrogênio orgânico (uréia, aminoácidos e outras substâncias orgânicas
com o grupo amino) e nitrogênio amoniacal (NH3 - amônia livre e NH4+ - amônia
ionizada) (Van Haandel & Marais, 1999; von Sperling, 1997). E uma poluição remota,
quando em condições aeróbias, o nitrogênio amoniacal passa às formas de nitrito e
nitrato, Baungarten (2001).
Embora o nitrogênio seja referido como parte integrante de um grande número
de compostos na natureza, a crescente utilização de fertilizantes, a descarga de
efluentes não tratados, entre outros, deram a sua contribuição para um aumento
progressivo da concentração de nitratos em algumas das principais fontes de
abastecimento de água nos últimos 20 anos. Atualmente esta é uma questão
pertinente, que se encontra habitualmente associada a problemas de poluição dos
aquíferos subterrâneos e consequentemente, das águas destinadas ao consumo
humano (deSILVA, 2000).
9
Nas últimas décadas, tem crescido a consciência de que a remoção dos
nutrientes das águas residuárias é uma medida importante para preservar a qualidade
dos corpos d’águas receptores de efluentes de sistemas de tratamento (VAN HAANDEL
E MARAIS, 1999).
3.2.1 Nitrogênio Amoniacal
Segundo Alaburda (1998), a amônia pode estar presente naturalmente em
águas superficiais ou subterrâneas, sendo que usualmente sua concentração é
bastante baixa devido à sua fácil adsorção por partículas do solo ou à oxidação a nitrito
e nitrato. Entretanto, a ocorrência de concentrações elevadas pode ser resultante de
fontes de poluição próximas, bem como da redução de nitrato por bactérias ou por íons
ferrosos presentes no solo. A presença da amônia produz efeito significativo no
processo de desinfecção da água pelo cloro, através da formação de cloraminas, que
possuem baixo poder bactericida.
Nitrogênio Amônia existe em solução aquosa seja como Íon Ammonium (NH4+ )
ou Gás Amônia (NH3), dependendo do pH da solução, de acordo com a seguinte
reação de equilíbrio:
NH4+ ↔ NH3 + H+
A amônia existe em solução tanto na forma de íon amônio (NH4+ ) como na
forma livre (NH3), em função dos valores de pH a amônia presente tem a seguinte
distribuição relativa: pH < 8 praticamente toda amônia na forma de NH4+ ; pH = 9,5
aproximadamente 50% NH3 e 50% NH4+ ; pH > 11 praticamente toda amônia na forma
de NH3.
Segundo Naval et al. (2008), o nitrogênio amoniacal em sua forma gasosa tem
sido largamente citado como produto tóxico às algas, ao zooplâncton e aos peixes. A
10
amônia gasosa presente no meio aquoso atua como inibidora da fotossíntese das
algas, visto que a mesma possui a capacidade de atravessar membranas biológicas e
alterar o sistema fotossintético.
Um dos principais mecanismos de remoção do nitrogênio amoniacal é a
volatilização para a atmosfera, tendo como intervenientes o pH e a temperatura.
A amônia livre (NH3) é passível de volatilização, ao passo que amônia ionizada
não pode ser removida por volatilização. Com a elevação do pH, o equilíbrio da reação
se desloca para a direita, favorecendo a maior presença de NH3.
Com o aumento da temperatura e diminuição do pH, as concentrações do íon
amônio aumentam consideravelmente, porém se o pH e a temperatura permanecerem
dentro de certos limites, as concentrações de NH4+ podem se elevar sem que sua
toxicidade seja muito crítica, já que o nitrogênio na forma de amônia livre ou não-
ionizada (NH3) é mais tóxico. Altos valores do íon amônio são encontrados em meios
anaeróbios onde ocorre uma intensa mineralização anaeróbia da matéria orgânica e em
locais próximos a despejos urbanos ( Von Sperlilng, 2005).
A temperatura do liquido também influi nesta distribuição. Na temperatura de 25
ºC, a proporção da amônia livre com relação à amônia total é aproximadamente o dobro
da relação à temperatura de 15ºC (Emerson et al. citados por Von Sperling, 2005).
3.2.2 Nitrito
Em adição às formas voláteis, o nitrogênio apresenta espécies cineticamente
instáveis, como o íon nitrito, intermediário entre os processos de desnitrificação e
nitrificação, mediados por alguns gêneros de bactérias. Estes processos são altamente
dependentes das condições de oxigenação, pH e temperatura do meio
11
Segundo Teixeira (2006) em baixas concentrações de oxigênio, pode haver
redução parcial do nitrato, elevando as concentrações de nitrito, como também
transformação do amônio para nitrito. Portanto, a presença de altos teores de nitrito nas
águas significa uma alta atividade bacteriana e carência de oxigênio, sendo
considerado indicador de poluição orgânica (BAUNGARTEN E POZZA, 2001).
O nitrito, quando presente na água de consumo humano, tem um efeito mais
rápido e pronunciado em relação à contaminação do que o nitrato. Se o nitrito for
ingerido diretamente, pode ocasionar metemoglobinemia, independente da faixa etária
do consumidor.
3.2.3 Nitrato
O nitrato é um dos íons mais encontrados em águas naturais, geralmente
ocorrendo em baixos teores nas águas superficiais, mas podendo atingir altas
concentrações em águas profundas. O seu consumo através das águas de
abastecimento está associado a dois efeitos adversos à saúde: a indução à
metemoglobinemia, especialmente em crianças, e a formação potencial de
nitrosaminas e nitrosamidas carcinogênicas (ALABURDA, 1998).
O nitrato é a forma oxidada mais estável do nitrogênio em solução aquosa,
sendo um importante nutriente dissolvido para os produtores primários. É regenerado
por via bacteriana a partir do nitrogênio orgânico, o qual, através da decomposição da
matéria orgânica, transforma-se em nitrogênio amoniacal e a oxidação do amônio
produz o nitrato, tendo o nitrito como intermediário. No processo fotossintético, o
amônio é a forma diretamente assimilável pelos vegetais, enquanto que o nitrato,
quando assimilado, deve reduzir-se obrigatoriamente à forma de amônia por via
enzimática no interior da célula, havendo, neste caso, um alto consumo de energia por
estes organismos.
12
A velocidade de regeneração ou formação de nitrato é, em geral, menor que a
assimilação pelos produtores primários, resultando em baixas concentrações de nitrato
em águas de superfície, como também em efluentes domésticos recentes. Já em
efluentes de estações de tratamento biológico com tanques de aeração, o nitrato é
encontrado em níveis mais altos. (Baungarten, 2001).
Dentre os compostos nitrogenados o nitrato é a forma com maior mobilidade e
aqueles que não são absorvidos pela planta, são lixiviados através da água das chuvas
e das escorrências de rega para os aquíferos subterrâneos, podendo contaminar as
águas destinadas ao consumo humano.
3.2.4 Remoção do Nitrogênio
Segundo Teixeira (2006), durante o tratamento da água residuária, o nitrogênio
passa por várias transformações, os dois principais mecanismos são a assimilação e
nitrificação-desnitrificação. Segundo Metcalf e Eddy (2003) os microrganismos
presentes nos tratamentos assimilam o nitrogênio amoniacal e incorporam em massa
celular. Parte deste nitrogênio irá retornar à água residuária devido à morte e lise
celular. Na nitrificação-desnitrificação a remoção de nitrogênio é realizada em duas
etapas. Na primeira etapa, a nitrificação, a amônia é oxidada sendo convertida a nitrato.
Na segunda etapa, a desnitrificação, o nitrato é convertido a nitrogênio gasoso
(METCALF E EDDY, 2003). A oxidação anaeróbia de amônio, ou seja, a conversão de
amônio e nitrito a nitrogênio gasoso foi uma etapa recentemente adicionada ao ciclo do
nitrogênio, ou seja, a conversão do nitrogênio amoniacal a produtos de fácil remoção do
efluente. Como o nitrogênio é um nutriente, os microrganismos presentes nos
tratamentos assimilam o nitrogênio amoniacal e incorporam em massa celular. Parte
deste nitrogênio irá retornar à água residuária devido à morte e lise celular.
13
3.2.5 Nitrificação Biológica
A nitrificação é o primeiro passo na remoção do nitrogênio pelo processo
nitrificação–desnitrificação, que consiste na oxidação da amônia em nitrato, realizado
em duas etapas segundo Teixeira (2006): a Nitritação, que é a oxidação da amônia a
hidroxilamina (equação 3.1), na segunda etapa (equação 3.2) a hidroxilamina é
convertida em nitrito por bactérias como as Nitrossomonas sp, liberando dois pares de
elétrons, onde um dos pares formados é utilizado na primeira etapa de oxidação e o
outro na redução do oxigênio molecula em água (equação 3.3). A reação global está
representada na equação 3.4
Além das já conhecidas Nitrosomonas e Nitrobacter, Metcalf e Eddy (2003),
sugerem outros gêneros de bactérias envolvidas na nitrificação: as nitrato-oxidantes
Nitrospira e Nitrosococcus e nitrito-oxidantes Nistrospira.
NH3 + O2 + 2H+ +2e-→ NH2OH + H2O Eq 3.1
NH2OH + H2O → NO2- + 5H+ + 4e-
Eq 3.2
0,5 O2 + 2H+ +2e- → 1 H2O Eq 3.3
NH3 + 1,5 O2 → NO2- -
- + H + + H2O Eq 3.4
O outro par de elétrons será usados na oxidação do nitrito em nitrato,
nitratação, por bactérias como as Nitrobacter sp (equação 3.6) e na produção de energia
e redução do oxigênio molecular em água (equação 3.5) .Desta forma a reação global de
oxidação e síntese é apresentada na Equação 3.7 (METCALF E EDDY, 1991).
NO2 + H2O → NO3- + 2H+ + 2e- Eq 3.5
14
0,5 O2 + 2H+ +2e- → 1 H2O Eq. 3.6
NO- + 0,5 O2 → NO3- Eq 3.7
NH4+ + 1,83O2 + 0,098CO2
→0,98 NO3- + 0,02C5H7NO2 + 0,094H2O + 1,88H+
Eq 3.8
De acordo com a Equação 3.8 aproximadamente 4,3 mg de O2 são requeridos
por mg de nitrogênio amoniacal oxidado a nitrato. No processo de conversão, uma
grande quantidade de alcalinidade é consumida: 8,64 mg de HCO3- por mg de nitrogênio
amoniacal oxidado. (METCALF E EDDY, 1991; DINÇER E KARGI, 2000).
Segundo Dinçer e Kargi, (2000), cinéticas de nitrificação de ordem zero podem
ser encontradas em efluentes contendo concentrações de amônio abaixo de 10 mg/L.
Já a relação C/N deverá ser inferior a 0,25 para que ocorra uma efetiva nitrificação.
Metcalf e Eddy (1991) observaram que a concentração de amônio e nitrito afetam a
velocidade específica máxima de crescimento de Nitrosomonas e Nitrobacter. Sendo a
velocidade de nitrificação das Nitrobacter ser consideravelmente superior à velocidade
das Nitrosomonas, a velocidade de nitrificação é geralmente modelada utilizando a
conversão de amônia em nitrito como etapa limitante.
Segundo os autores, a fração de organismos nitrificantes pode ser relacionada
a razão DBO5/NTK. Para razões superiores a 5, esta fração decresce para valores
inferiores a 0,054. A Figura 3.1 apresenta a relação entre a fração de organismos
nitrificantes e a razão DBO5/NTK no meio.
15
Figura 3.1 - Relação entre organismos nitrificantes e razão DBO5/NTK
(METCALF E EDDY, 1991)
Segundo Souza et al. (2007) a nitrificação ocorre simultaneamente com a DBO
que é exercida no tanque de aeração e a quantidade de oxigênio requerida para a
nitrificação é maior do que a quantidade de oxigênio necessária para a oxidação da
DBO. De acordo com Ferreira (2000) normalmente a nitrificação é um processo
favorecido pela elevada idade do lodo e sua eficiência oscila entre 85% e 99% em
condições normais, ocorrendo eficiências fora das faixas adequadas de pH, OD e idade
do lodo, sendo o controle de pH um dos fatores mais decisivos na eficácia do processo,
devido a possíveis flutuações do teor de nitrogênio introduzidas pelos efluentes.
As bactérias nitrificantes são organismos sensíveis e extremamente
susceptíveis a um grande número de inibidores. Uma variedade de agentes orgânicos e
inorgânicos pode inibir o crescimento e a ação desses organismos. Estes fatores serão
discutidos mais detalhadamente no item 3.3 e podem ter uma ação direta na atividade
16
enzimática e na velocidade do crescimento, ou indireta na estrutura do biofilme,
velocidade de difusão e solubilidade de oxigênio
Os principais processos de nitrificação podem ser classificados em crescimento
em suspensão e crescimento em biofilme. No processo de crescimento em suspensão,
a nitrificação pode ser levada a cabo no mesmo reator utilizado no tratamento da
matéria orgânica carbonácea ou em um reator separado como em um tratamento
convencional de lodo ativado. Quando a nitrificação em separado é utilizada,
normalmente inclui-se um reator e um tanque de sedimentação ao processo. A
oxidação da amônia a nitrato pode ser realizada tanto utilizando ar como oxigênio de
alta pureza. Como no caso de reatores de crescimento em suspensão, a nitrificação
pode ser realizada no mesmo reator de crescimento em biofilme utilizado para a
remoção da matéria orgânica carbonácea ou em um reator em separado.
No sistema de nitrificação segundo Dinçer e Kargi (2000) podem ser utilizados,
entre outros, os discos rotativos. Estes sistemas são resistentes a choques de carga,
no entanto, podem ser susceptíveis a vazões com picos de amônia. No sistema
combinado de nitrificação e oxidação de carbono, os biofilmes são mais espessos que
os filmes formados nos reatores de nitrificação. Altas cargas de DBO carbonácea
solúvel, promovem o crescimento de culturas nitrificantes e podem levar a um excessivo
crescimento do biofilme.
Segundo Araújo et al (2009), a nitrificação é viável em filtros aerados com
baixos níveis de OD (em torno de 2,0 mg/L), utilizando-se sistemas simples de aeração
e sem grandes custos de implantação e manutenção do sistema.
3.2.6 Desnitrificação Biológica
A desnitrificação é a segunda etapa na remoção de nitrogênio por nitrificação
desnitrificação e se dá através da conversão biológica de compostos oxidados de
17
nitrogênio como nitrito e nitrato em compostos mais reduzidos como óxido nítrico (NO),
óxido Nitroso (N2O) e gás nitrogênio e pode ser realizado biologicamente em condições
anóxicas.
Segundo Metcalf e Eddy (2003) a conversão de nitrogênio na forma de nitrato
em uma forma de fácil remoção pode ser realizada por vários gêneros de bactérias:
Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Brevibacterium, Flavobacterium,
yipomicrobiun, Lactobacillus, Moraxela, Micrococcus, Proteus, Pseudomonas e Spirillum
entre outras. Estas bactérias são heterotróficas capazes de realizar uma redução
dissimilatória do nitrato em um processo de duas etapas. O primeiro passo é a
conversão do nitrato a nitrito. Este estágio é seguido pela produção de componentes
intermediários: óxido nítrico, óxido nitroso e nitrogênio gasoso perfazendo a rota da
Equação 3.9. Onde os três últimos componentes são produtos gasosos, os quais
podem ser liberados para a atmosfera.
NO3- → NO2
- → NO →N2O → N2 Eq 3.9
As reações do processo de desnitrificação estão representadas a seguira nas
tabelas 3.10, 3.11, 3.12, 3.13 e a equação global expressa na 3.14
4e- + 2NO3- + 4H+ →2NO2
- + 2H2O Eq 3.10
2e- 2NO2- 4H+ → 2NO 2H2O Eq 3.11
2e- 2NO 2H+ → N2O H2O Eq 3.12
2e- N2O 2H+ → N2 + H2O Eq 3.13
10e- + 2NO3- + 12H+ →N2 + 6H2O Eq 3.14
18
MacCarty apud Metcalf e Eddy (2003) sugere a Equação 3.15 para representar
a síntese de biomassa. De acordo com o autor, 25% a 30% da quantidade de metanol
requerida para produção de energia é utilizada na síntese de biomassa. Tal relação foi
utilizada para a construção de uma equação empírica para representar a reação global
de remoção de nitrogênio (Eq. 3.16).
3NO3- + 14 CH3OH + CO2 +3H+ → 3 C5H7 O2N + H2O Eq 3.15
NO3- + 1,08CH 3OH + H+ → 0,065C5H7O2N + 0,47N2 + 0,76CO2 + 2,44H2O Eq 3.16
Nos sistemas de desnitrificação, a concentração de oxigênio dissolvido é um
dos principais parâmetros. A presença de OD inibe o sistema enzimático responsável
pela desnitrificação. Ocorre um aumento de pH devido a alcalinidade produzida,
durante conversão do nitrato a nitrogênio gasoso. A faixa ótima de pH está entre 7 e 8
com diferentes valores ótimos para as diferentes populações bacterianas (Dinçer e
Kargi, 2000).. A temperatura afeta as velocidades de remoção do nitrato e de
crescimento microbiano. Os organismos são sensíveis a variações na temperatura do
meio.
Como a nitrificação, os principais processos de desnitrificação podem ser
classificados como crescimento em suspensão e em biofilmes. Geralmente, os
processos de desnitrificação, com crescimento em suspensão, são realizados em
reatores do tipo “plug-flow” com um sistema de lodo ativado. As bactérias anaeróbicas
obtêm energia para o crescimento a partir da conversão do nitrato a nitrogênio gasoso,
no entanto requerem uma fonte de carbono para a síntese celular. Muitas vezes, os
efluentes nitrificados possuem baixas concentrações de matéria carbonácea, sendo
requerida uma fonte externa de carbono. Em muitos sistemas de desnitrificação
biológica, a água residuária da entrada do sistema pode ser utilizada para suprir o
carbono necessário ao processo, segundo FIGUERÊDO et al (2006) resíduos
19
industriais pobres em nutrientes, mas com conteúdo elevado de carbono orgânico têm
sido utilizados como fonte de carbono.
Desnitrificação com crescimento fixo (biofilmes) é realizado em um reator em
coluna contendo pedras ou algum material sintético no qual as bactérias possam aderir-
se. Um despejo adequado é aquele que contém baixa concentração de sólidos
suspensos carreados no efluente. Retrolavagens periódicas e/ou injeção de ar
pressurizado são necessárias para prevenir um aumento dos sólidos da coluna. Como
no processo com crescimento em suspensão, uma fonte externa de carbono
geralmente faz-se necessária. A maioria das aplicações destes processos utiliza o
sistema de fluxo descendente, mas técnicas de leito expandido (fluxo ascendente)
também são utilizadas (Metcalf & Eddy, 2003).
3.2.7 Nitrificação / Desnitrificação biológica
Dois tipos de combinações possíveis para os processos de nitrificação e
desnitrificação são citados por Koren et al. (2000). O primeiro é a nitrificação seguida da
desnitrificação, onde geralmente na desnitrificação é requerido a adição de uma fonte
externa de carbono para atuar como doador de elétrons. O segundo utiliza a
desnitrificação seguida da nitrificação, recirculando o efluente nitrificado para o primeiro
reator, utilizando-se da matéria orgânica do efluente como fonte de carbono na
desnitrificação.
Vários novos processos e configurações de reatores vêm sendo estudados a
fim de aumentar a eficiência na remoção de nitrogênio de águas residuárias, dentre
elas o processo SHARON (Single Reactor High Activity Ammonia Removal Over Nitrite)
desenvolvido em 1997. O princípio deste é baseado em um curto circuito na etapa de
desnitrificação. De acordo com a literatura, este processo poderia economizar energia e
20
doadores de elétrons, pois a etapa de nitrificação poderia ser realizada somente até a
formação de nitrito (Van Dongen et al, 2001).
Estudos recentes ainda encontram dificuldades para realizar a nitrificação
incompleta, já que a maioria das Nitrobacter convertem o nitrito rapidamente a nitrato.
Para a indução do processo SHARON, Verstraete & Philips (1998) citam a manutenção
do processo a temperaturas acima de 28ºC, já que as bactérias do gênero Nitrobacter
possuem uma velocidade de crescimento muito inferior às Nitrosomonas, assim como
King (2006) a temperatura deve-se manter entre 30ºC a 40° C, dificultando a
manutenção em projetos de escala real. Também a implementação de reatores de
mistura completa com tempos de residência (em torno de 1 dia) e altas temperaturas a
fim de “lavar” os microrganismos Nitrobacter. Através da aplicação de aeração
intermitente, é possível realizar também a desnitrificação e o controle do pH. O
processo global é capaz de economizar, segundo os autores, oxigênio e substrato
redutor na ordem de 25 a 40%, respectivamente.
Verstraete e Philips (1998) citam o processo OLAND (Oxigen Limited
Autotrophic Nitrification-Denitrification) como uma alternativa ao processo de nitrificação
e desnitrificação convencionais. O princípio do processo é a utilização de uma cultura
enriquecida em nitrificantes autotróficos para tratar efluentes contendo altas
concentrações de amônio sob condições limitantes em oxigênio, onde o fornecimento
de oxigênio é realizado para que a nitrificação prossiga somente até a formação de
nitrito. Devido à carência de receptores de elétrons, as bactérias consomem o nitrito
produzido para oxidar amônio. O parâmetro chave para controlar o processo é o
oxigênio, mas estudos recentes ainda encontram dificuldades na manutenção destas
condições em culturas de mistura contínua
Souto, 2008, cita ainda pesquisas realizadas envolvendo os sistemas híbridos,
os quais têm a biomassa suspensa e a biomassa fixa (Degaard et al.,2000; Wolff et al.,
2005). A combinação desses dois processos surgiu como uma alternativa ao sistema
21
convencional de lodos ativados, aumentando o desempenho das estações de
tratamento de esgotos, pois em um mesmo reator é possível obter ótimas eficiências de
nitrificação, desnitrificação (Ochoa et al., 2002; Souto, 2008). Os sistemas híbridos
podem ser constituídos por unidades separadas (sistema combinado ou multiestágios).
Podem também combinar a biomassa fixa e suspensa no mesmo reator, caracterizando
um sistema de tratamento único (simples estágio). Diversos tipos de materiais suporte
têm sido desenvolvidos para uso nos processos de lodos ativados. Estes materiais
podem encontrar-se suspensos ou fixados no tanque de aeração (Metcalf & Eddy,
2003; Dulkadiroglu et al., 2005).
3.2.8 Anammox
A Oxidação Anaeróbia de Amônia, ANAMMOX, há a produção de nitrogênio
gasoso N2 a partir da conversão da amônia e nitrito, com produção de biomassa a partir
de CO2 (Sliekers et al., 2002). Este é um processo autotrófico, não necessita de
complementação de matéria orgânica para o processo de desnitrificação. O
componente chave é o nitrito que atuará como aceptor de elétrons (Verstraete & Philips,
1998).
Microrganismos capazes de realizar o processo Anammox tem se mostrado
presentes em vários reatores segundo Verstraete & Philips, (1998) .
O ANAMMOX carece de uma etapa precedente que produza N − NO2- por meio
de nitrificação parcial, para isto alguns autores sugerem a combinação com processo o
SHARON que é um reator do tipo quemostato (sem retenção de biomassa) com uma
taxa de diluição maior que a velocidade de crescimento máxima das bactérias nitrito-
oxidantes, mas inferior à velocidade das bactérias oxidantes de amônio. Sob estas
condições o nitrito passa a ser um produto final estável. Nesta associação a água
residuária contendo nitrogênio na forma amoniacal seria oxidada no reator SHARON
22
até a formação de nitrito, sendo posteriormente encaminhada para a fase ANAMMOX
(SCHMIDT et al., 2003).
3.2.9 Sistema combinado Anaeróbio / Aeróbio
O avanço da tecnologia anaeróbia para tratamento de esgotos deve ser
creditado em grande parte ao desenvolvimento dos modernos reatores de alta taxa de
aplicação orgânica, com os maiores méritos ao filtro anaeróbio ascendente e
principalmente, à configuração do UASB. A evolução dos reatores levou à busca para
maximizar a aplicação prática para aproveitar todas as potencialidades dos processos
anaeróbios. Todas as modernas configurações têm em comum a preocupação em
atender requisitos essenciais em um reator: formação e retenção de grande quantidade
de biomassa e melhoria do contato biomassa / matéria orgânica (VELA, 2006).
Os sistemas anaeróbios encontram uma grande aplicabilidade no Brasil, devido
às diversas características favoráveis destes sistemas, como o baixo custo,
simplicidade operacional e baixa produção de sólidos, aliadas às condições ambientais,
onde há predominância de elevadas temperaturas (CHERNICHARO, 2007).
São vários os sistemas que utilizam processos anaeróbios para o tratamento de
esgotos, entre eles: filtros anaeróbios, lagoas anaeróbias e reatores de manta de lodo
(DOMINGUES, 2005). Na Tabela 3.1 estão apresentadas resumidamente as principais
vantagens e desvantagens dos sistemas anaeróbios de tratamento de esgotos.
23
Tabela 3.1 - Vantagens e desvantagens dos sistemas anaeróbios de tratamento de
esgotos.
VANTAGENS DESVANTAGENS
• Baixa produção de sólidos (lodo), cerca de 5 a 10 vezes inferior à que ocorre nos processos biológicos aeróbios;
• Bactérias anaeróbias são susceptíveis à inibição por grande número de compostos;
• Baixo consumo de energia e conseqüentemente baixo custo operacional;
• A partida do processo pode ser lenta na ausência de lodo de semeadura adequado;
• Baixa demanda de área;
• A bioquímica e a microbiologia do processo ainda não são totalmente conhecidas e ainda requerem estudos;
• Baixo custo de implantação (20 a 30 dólares per capita);
• Possibilidade de geração de maus odores;
• Produção de metano que pode ser usado como combustível e possui alto poder calorífico;
• Possibilidade de geração de efluente com aspecto desagradável;
• Manutenção da biomassa por vários meses sem alimentação do reator ( com temp maior que 10ºC)
• Remoção insatisfatória de nitrogênio, fósforo e patogênicos;
• Tolerância a elevadas cargas orgânicas;
• Alguma forma de pós-tratamento é geralmente necessária.
• Aplicabilidade em pequena e grande escala;
• Baixo consumo de nutrientes.
• habilidade para se recuperar de choques de pH
• baixos valores de pH não significam completa ruína do processo
Aisse (2000) e Domingues (2005), adaptado de Chernicharo (1997).
24
Dentre as desvantagens dos reatores anaeróbios, a necessidade de pós-
tratamento pode ser destacada como a que requer maior interesse, uma vez que
dificilmente os reatores sozinhos produzem efluente que atende aos padrões
estabelecidos pela legislação ambiental brasileira. Como forma de adequar o efluente
tratado aos requisitos e propiciar a proteção dos corpos d’água receptores dos
lançamentos dos esgotos.
O principal papel do pós-tratamento é o de completar a remoção da matéria
orgânica, bem como o de proporcionar a remoção de constituintes pouco afetados no
tratamento anaeróbio, como os nutrientes (N e P) e os organismos patogênicos vírus,
bactérias, protozoários e helmintos).
Já os sistemas aeróbios de tratamento de esgotos a introdução de energia nos
reatores biológicos, sob a forma de oxigênio livre proporciona o desenvolvimento e
acelera o metabolismo dos microrganismos aeróbios responsáveis pela oxidação
biológica dos componentes indesejáveis presentes no esgoto a ser tratado. ocorrendo
somente cerca de 40 a 50% da degradação biológica, com conseqüente conversão em
CO2. Verifica-se uma enorme incorporação de matéria orgânica, como biomassa
microbiana (cerca de 50 a 60%), que vem a se constituir no lodo excedente do sistema.
O material orgânico não convertido em gás carbônico, ou em biomassa, deixa o reator
como material não degradado (5 a 10%) (CHERNICARO, 2001). Como exemplos de
sistemas aeróbios para o tratamento de esgotos, podemos citar : lagoas aeradas, lodos
ativados e filtros biológicos (DOMINGUES, 2005). Suas vantagens e desvantagens
apresentam-se resumidamente na Tabela 3.2.
25
Tabela 3.2 - Vantagens e desvantagens dos sistemas aeróbios de tratamento de
esgotos.
VANTAGENS DESVANTAGENS
• Maior eficiência de remoção de matéria orgânica (acima de 80%, podendo ultrapassar 90%);
• Geração de grandes quantidades de lodo;
• Remoção satisfatória de nutrientes (Nitrogênio e Fósforo);
• Lodo com alta concentração de matéria orgânica não estabilizada (necessidade de unidade de tratamento do lodo);
• Produção de compostos de nitrogênio no seu estado mais oxidado (nitrito e nitrato);
• Elevado índice de mecanização;
• Aplicabilidade em grande escala. • Em geral, maior requisito de área;
• Elevado consumo de energia elétrica;
• Operação mais complexa, requerendo pessoal treinado.
Domingues (2005), adaptado de von Sperling, (1997).
O fundamento do sistema combinado aneróbio/aeróbio é combinar diferentes
sistemas de tratamento, de tal forma que a eficiência global seja maior que a alcançada
quando se aplica um sistema anaeróbio ou aeróbio isoladamente. A grande vantagem
está em se obter melhores resultados ao mesmo tempo em que também se minimizam
deficiências individuais; em muitos casos a desvantagem de um dos sistemas é
aproveitada como uma vantagem para o outro.
Segundo Jordão e Sobrinho (2003), existe uma tendência no Brasil à utilização
da combinação de processos anaeróbios, particularmente reatores UASB, e processos
aeróbios, para se ter um efluente final com as características equivalentes a de
sistemas de tratamento biológico somente aeróbio, com DBO <20 a 30 mg/L, sólidos
suspensos totais < 30 mg/L e, se necessário, N-amoniacal < 5 mg N/L.
26
O sistema combinado anaeróbio-aeróbio tem um grande potencial de redução
de custos na construção além de facilidade de operação quando comparado a um
sistema de lodos ativados. Destacam-se ainda a menor geração de lodo e o menor
requerimento de aeração (VAN HAANDEL E MARAIS,1999 apud ABREU, 2003).
Com a comprovação das vantagens econômicas decorrentes do uso de
reatores anaeróbios associados a tratamentos complementares aeróbios, para atender
às exigências da legislação ambiental em vigor para o tratamento de esgotos sanitários,
vem ganhando cada vez mais destaque especialmente agora, em épocas de escassez
de energia no país e começa a ser mais intensamente aplicado no tratamento de
esgotos sanitários.
Callado apud Abreu (2003), cita que o sistema combinado anaeróbio-aeróbio
tem provado ser uma opção viável para o tratamento de águas residuárias por
promover a oxidação carbonácea, a nitrificação, a desnitrificação e a remoção biológica
do fósforo, permitindo que os padrões de lançamento sejam atingidos.
Sanches et al. apud Tonetti (2008), Koren et al (2000) e Foresti (2006) afirmam
que a combinação de uma unidade anaeróbia e outra aeróbia apresenta-se como boa
alternativa para tratamento do efluente. A maioria da matéria orgânica seria removida
no processo anaeróbio e a porção remanescente aerobiamente, com reduzido consumo
de energia e baixa produção de lodo, porém segundo Tonetti (2008) ainda não
ocorreria a desnitrificação do efluente. Ainda Tonetti (2004), em um sistema de
tratamento para pequenas comunidades montado com filtro anaeróbios com recheio de
bambu e pós tratamentos com filtro de areia comprovou que tal alternativa manteria
mínima a necessidade de operação e manutenção, além de gerar um efluente dentro
dos padrões de lançamento no tocante à matéria orgânica e fósforo, quanto a
legislação do Estado de São Paulo (DECRETO Nº 8.468, 1976) e Rio Grande do Sul
(RESOLUÇÃO CONSEMA No 128,2006), respectivamente. Porém obteve-se baixos
valores para desnitrificação, mesmo após passar o efluente nitrificado com correção de
27
pH e adição de efluente como fonte de carbono pelo reator de desnitrificação
(TONETTI, 2008).
Afirmam alguns autores (TONETTI, 2008; FORESTI et al. 2006) que o ambiente
anóxico do reator anaeróbio é propício para promover a desnitrificação do efluente.
3.3 Fatores que influênciam na remoção Biológica do
Nitrogênio
3.3.1 Oxigênio Dissolvido
De acordo com Metcalf & Eddy (1991), o teor de oxigênio dissolvido no meio
afeta a velocidade específica de crescimento dos organismos nitrificantes, o qual não
deverá ser inferior a 2 mg/L. Nogueira et al. (1998) observaram limitações no processo
de nitrificação quando a relação O2/N-NH4 + no meio era inferior a 2,0.
O oxigênio é responsável pela inibição da produção de uma enzima essencial
no sistema de transporte de elétrons requerido pela desnitrificação. O uso de oxigênio
como aceptor de elétrons favorece um maior rendimento energético que o nitrato. Já a
respiração é favorecida quando ambos estão presentes no meio. Vários pesquisadores,
entretanto, tem observado que a desnitrificação é possível na presença de oxigênio
dissolvido no meio. A ocorrência de desnitrificação em condições aparentemente
aeróbicas é explicada pela existência de um gradiente de oxigênio através do floco de
bactérias, o que resulta em uma baixa concentração de oxigênio no centro do mesmo.
Em alguns casos, este fenômeno pode ocasionar um aumento na eficiência de remoção
de nitrogênio nos processos combinados de desnitrificação e nitrificação (Water
Pollution Control Federation, 1983).
28
3.3.2 Alcalinidade e pH
O processo de desnitrificação produz alcalinidade. O ácido carbônico é
convertido a bicarbonato como resultado da desnitrificação do nitrato a nitrogênio
gasoso. Segundo Van Rijn et al.,apud Tonetti (2008) a produção de alcalinidade é da
ordem de 3,57 mgL-1 de CaCO3 por mg de nitrato reduzido. O aumento de alcalinidade
gerado durante a desnitrificação é compensado pelo consumo desta em sistemas
combinados com a nitrificação.
O pH ótimo para a desnitrificação determinado por vários trabalhos está em
torno de 7,0 a 8,0. Organismos desnitrificantes podem tolerar uma faixa de pH entre 6,0
e 9,0 (Dinçer e Kargi, 2000). Outros pesquisadores que fazem referência aos limites
para o pH são Surampalli et al. apud Tonetti (2008), ao citarem que abaixo de 7,0 e
acima de 9,0 a velocidade de nitrificação é 50% menor que a ótima e também Metcalf e
Eddy (1991) citam velocidades máximas de nitrificação ocorrendo em valores de pH
entre 7,2 e 9,0.
O valor ótimo específico é variável de acordo com o tipo de bactéria presente
no meio (Water Pollution Control Federation, 1983). O pH aumenta como resultado do
consumo de íons H+ do meio paralelamente ao aumento de alcalinidade (Dinçer e
Kargi, 2000)
Dinçer e Kargi. (2000) reportaram pH ótimo em torno de 8,0 +0,5 para o
processo de nitrificação. Entretanto, o pH do meio decresce como resultado da
liberação de íons H+ fazendo-se necessária a adição de alcalinidade, a qual pode ser
conseguida quando opera-se um sistema de reatores de nitrificação e desnitrificação.
Teoricamente 7,14 mg de alcalinidade são consumidas por 1 mg de N- NH4+ oxidado.
29
3.3.3 Temperatura
Quanto a temperatura, USEPA apud Tonetti (2008) defende que as bactérias
Nitrosomonas desenvolvem-se plenamente a 35oC, enquanto que para as Nitrobacter,
oscila na faixa de 35 a 42°C. Para SURAMPALLI et al. apud TONETTI (2008) a
velocidade da nitificação em lodos ativados diminui com o decréscimo da temperatura,
cujo valor ótimo esta entre 25 e 35oC.
3.3.4 Fonte externa de Carbono
Metcalf e Eddy (1991) reportam que as concentrações de nitrato e carbono
afetam a velocidade máxima de crescimento dos organismos desnitrificantes. Estudos
desenvolvidos em sistemas de desnitrificação utilizando metanol têm demonstrado que
pequenos excessos de carbono orgânico podem aumentar a velocidade de
desnitrificação próxima ao máximo.
Segundo Osaka et al (2008), o metanol é mais usado devido a pequena
produção de lodo, quando comparado com outras fontes de carbono. Por outro lado,
além do alto custo, tem sido demonstrado que apenas algumas populações bacterianas
podem utilizar metanol como fonte de carbono, sob condições desnitrificantes (GINEGE
et al. 2004; OSAKA et al., 2006 apud Osaka et al 2008). Portanto, a fonte de carbono
externo deve ser selecionado,dependendo da característica das águas residuais.
Her e Huang apud Tonetti 2008 afirmam que uma relação entre carbono e
nitrogênio abaixo da ideal levaria ao acúmulo de nitrito, devido a falta do doador de
elétrons implicar em impedimento da completa desnitrificação.
Foresti et al. (2006), Tonetti (2008), ressaltam que as substâncias provenientes
dos processos anaeróbios podem ser utilizadas como doadores de elétrons para a
30
redução do nitrato, principalmente em sistemas combinados anaeróbios e aeróbios, o
uso do efluente do reator anaeróbio tem algumas vantagens em relações a outras
fontes de carbono por ser um composto natural, barato, não tóxico e oferece facilidade
de eliminação.
Kujawa e Klapwijk (1999), analisando vários trabalhos sobre desnitrificação
encontrados em literatura, verificaram a ocorrência de uma ampla faixa de variação da
relação DQO/N. Esta relação apresentou-se variando na faixa de 4 - 15 g DQO/g N. Os
autores também verificaram que uma mínima relação de 3,5 a 4 g DQO/ g N é
necessária para que o processo de desnitrificação ocorra, independente do tipo de
matéria orgânica utilizada. Segundo Halling-Sorensen e Jorgensen, (1993) valores de
DQO/N requeridos para a completa desnitrificação encontram-se na faixa de 2,9 a 5,
variando de acordo com a fonte de carbono utilizada. Abufayed e Schroeder (1986)
observaram ser necessária uma relação de DQO/NO3- N > 7, independente da idade de
lodo aplicada, para atingir-se eficiências de remoção de nitrogênio de 100%. Na
prática, a quantidade de matéria orgânica necessária para satisfazer eficientemente o
processo depende do fato de a DQO ser exclusivamente utilizada para a
desnitrificação, da fração real biodegradável da DQO total afluente e da taxa de
crescimento real dos microorganismos.
Para Chudoba et al. (1998) a razão entre a DQO e a concentração de nitrogênio
na forma de nitrato é provavelmente o fator mais importante na desnitrificação e a
eficiência aumenta com a ampliação desta razão, até que se atinja um valor ótimo, a
partir do qual a performance permanece constante.
31
3.4 Legislação
A legislação ambiental brasileira, sob responsabilidade do CONAMA (Conselho
Nacional do Meio Ambiente), estipulava para o lançamento de efluentes em ambientes
aquáticos o limite máximo de 5,0 mg/L de nitrogênio na forma de amônia (artigo 21,
Resolução no 20 – 1986). Em 17 de março de 2005, uma nova resolução de no 357
(artigo 34) passou este limite para 20 mg/L, sendo esta ainda, a única forma de
nitrogênio controlada em efluentes na qual se refere a legislação federal. Órgãos
ambientais estaduais como a FATMA – SC (decreto no 14.250/1981) e a SSMA – RS
(norma técnica 01/1989) determinam um limite máximo de 10 mg/L de nitrogênio total
para efluentes.
3.5 Reúso da água residuária
As disponibilidades de água doce não são ilimitadas, logo é indispensável
preservá-las e controlá-las. Como conseqüência da explosão demográfica e do rápido
aumento das necessidades na agricultura e na indústria moderna, os recursos hídricos
constituem objeto de uma demanda crescente. Não é possível satisfazer essa
demanda, nem elevar o nível de vida, se cada um dos cidadãos não considerar a água
um bem precioso, que é necessário preservar e utilizar racionalmente.
Quando a água, depois de ser utilizada, é restituída ao seu ambiente natural, a
mesma não deve comprometer os possíveis usos que podem ser feitos, tanto públicos
como privados. A contaminação é uma modificação da qualidade da água, provocada
geralmente pelo homem, de tal forma a torná-la inapta ou danosa ao consumo por parte
do homem, à indústria, à agricultura, à pesca, às atividades recreativas, aos animais
domésticos e aos selvagens. Entende-se por poluição das águas a adição de
32
substâncias que, direta ou indiretamente, alterem a natureza do corpo d’água de uma
maneira tal que prejudique os legítimos usos que dele são feitos.
Esta definição é essencialmente prática e, em decorrência, potencialmente
polêmica, pelo fato de associar a poluição ao conceito de prejuízo e aos usos do corpo
d’água, conceitos esses atribuídos pelo próprio homem. No entanto, esta visão prática é
importante, principalmente ao se analisar as medidas de controle para a redução da
poluição. Devido aos diversos agentes poluidores, são causadas inúmeras doenças
(Sperling,1996).
Portanto, após o transporte dos esgotos, os mesmos devem ser encaminhados
até à Estação de Tratamento de Esgoto e passar por vários métodos de tratamento,
que dividem-se em operações e processos unitários, e a integração destes compõe os
sistemas de tratamento. Tendo em vista o aumento do consumo de água tratada para
uso das indústrias e da população, e com isso aumentando o volume de esgoto gerado
e não utilizáveis, a idéia da valorização dos efluentes, como forma de aumentar a oferta
de água na região onde ela é escassa, e/ou como alternativa à disposição final dos
esgotos onde essa disposição é problemática, vem sendo crescentemente considerada
como uma possibilidade cada vez mais atraente. De forma geral, o reuso da água pode
ocorrer de forma direta ou indireta, por meio de ações planejadas ou não planejadas
(Mancuso, 1992).
Hespanhol, em Mancuso e Santos (2003), afirma ainda que “além da
necessidade de se desenvolver uma cultura e uma política de conservação de água em
todos os setores da sociedade, o reuso consciente e planejado de águas de baixa
qualidade, águas de drenagem agrícola, águas salobras, águas de chuva e,
principalmente, esgotos domésticos e industriais constitui o mais moderno e eficaz
instrumento de gestão para garantir a sustentabilidade da gestão dos recursos hídricos
nacionais”. De acordo com o mesmo autor, como existe no Brasil pouca experiência em
reuso planejado e institucionalizado, é necessário implementar projetos pilotos, os quais
33
irão fornecer subsídios para o desenvolvimento de padrões e códigos de prática,
adaptados às condições e características nacionais.
3.5.1 Reúso e Agricultura
Embora o uso da água varie de país para país, a agricultura é a atividade que
mais consome água. É possível atenuar a diminuição das reservas locais de água de
duas maneiras: pode-se aumentar a captação, represando-se rios ou conservar as
reservas já exploradas, seja aumentando-se a eficiência na irrigação ou importando
alimentos em maior escala - estratégia que pode ser necessária para alguns países, a
fim de reduzir o consumo de água na agricultura (Alves, 2006).
Segundo Hespanhol (2003) a agricultura depende, atualmente, de suprimento
de água em um nível tal que a sustentabilidade da produção de alimentos não poderá
ser mantida, sem o desenvolvimento de novas fontes de suprimento e a gestão
adequada dos recursos hídricos convencionais. Esta condição crítica é fundamentada
no fato de que o aumento produção, não pode mais ser efetuado através da mera
expansão de terra cultivada.
Neste contexto o uso de esgoto doméstico na agricultura tem evoluído
significativamente nas últimas décadas. Segundo Hespanhol (1994), isto se deve aos
seguintes fatores:
• dificuldade crescente de identificar fontes alternativas de águas para irrigação;
• custo elevado de fertilizantes;
• a segurança de que os riscos de saúde pública e impactos sobre o solo são
mínimos, se as precauções adequadas são efetivamente tomadas;
• os custos elevados dos sistemas de tratamento, necessários para descarga de
efluentes em corpos receptores;
• a aceitação sócio-cultural da prática do reuso agrícola;
34
• o reconhecimento, pelos orgãos gestores de recursos hídricos, do valor
intrínseco da prática.
Sob as condições do nosso país, esta prática é promissora, visando à
reutilização dos nutrientes originários da decomposição da matéria orgânica.
3.5.2 Qualidade das águas para irrigação
Pode-se definir a qualidade da água por suas características físicas, químicas
ou biológicas, sendo que na sua avaliação para irrigação os parâmetros a serem
analisados devem ser os físico-químicos. De acordo com COSTA et al. (2005) apud
RHOADES et al. (1992), a composição e qualidade das águas destinadas à irrigação
dependem da zona climática, da fonte da água, do trajeto percorrido, da época do ano e
da geologia da região. A qualidade da água de irrigação pode variar segundo o tipo e a
quantidade de sais dissolvidos, que são encontrados em quantidades pequenas, porém
muitas vezes significativas, tendo sua origem na intemperização das rochas e dos
solos, pela dissolução lenta do calcário e de outros minerais, que são levados pelas
águas de irrigação e se depositam no solo, acumulando à medida que a água evapora
ou é consumida pelas culturas.
As águas que se destinam à irrigação devem ser avaliadas principalmente sob
três aspectos, considerados importantes na determinação da qualidade agronômica das
mesmas, sendo eles: salinidade, sodicidade e toxicidade de íons. A Tabela 3.3
apresenta diretrizes para a interpretação dos dados de qualidade de água para uso em
irrigação.
35
Tabela 3.3 - Diretrizes para interpretar a qualidade da água para irrigação
PROBLEMA POTENCIAL UNIDADES GRAU DE RESTRIÇÃO PARA USO
NENHUM LIGEIRO OU MODERADO SEVERO
Salinidade Cond dS/m <0,7 0,7 – 30 >3,0 Ou
SDT mg/L <450 450 - 2000 >2000 Infiltração
RAS = 0 a 3 e Cond =
dS/m
>0,7 0,7 – 0,2 <0,2 RAS = 3 a 6 e Cond = >1,2 1,2 – 0,3 <0,3 RAS = 6 a 12 e Cond = >1,9 1,9 – 0,5 <0,5
RAS = 12 a 20 e Cond = >2,9 2,9 – 1,3 <1,3 RAS = 20 a 40 e Cond = >5,0 5,0 – 2,9 <2,9
Toxicidade dos Íons Sódio (Na)
Irrigação por superfície RAS <3 3 - 9 >9 Irrigação por aspersão meq/L <3 >3
Cloreto (Cl) Irrigação por superfície meq/L <4 4 – 10 >10 Irrigação por aspersão meq/L <3 >3
Boro (B) mg/L <0,7 0,7 – 3,0 >3 Outros
Nitrato (N-NO3-) mg/L <5,0 5,0 – 30 >30 Bicarbonato (HCO3) meq/L <1,5 1,5 – 8,5 >8,5
pH Faixa normal: 6,5 – 8,4
Fonte: Fao (1985).
36
4 MATERIAIS E MÉTODOS
Esta pesquisa foi desenvolvida no terreno do Laboratório de Protótipos
Aplicados ao Tratamento de Águas e Efluentes (LABPRO), da Faculdade de
Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo, da UNICAMP demonstrado na figura 4.1. O
esgoto bruto empregado é proveniente de uma região da universidade, onde se
encontram creches, escolas, áreas médicas e hospital das clínicas onde, segundo
Tonetti (2008), circulam diariamente cerca de 10 mil pessoas.
Figura 4.1 - Localização do protótipo da unidade de tratamento – UNICAMP.
Em um ponto do canal por onde escoa esta água residuária é feita a captação
de uma parcela do esgoto por meio de uma bomba submersa, este é lançado ao topo
de uma torre de 4,50 m, onde se encontram as caixas de distribuição com capacidade
de 500 L, a partir das quais é direcionado aos filtros anaeróbios.
Procura-se manter o efluente das caixas de distribuição sempre em nível
máximo, com vazão maior do que as dos reatores anaeróbios, com carga hidráulica
uniforme, proporcionando a estes reatores uma vazão constante.
37
A figura 4.2 mostra o esquema geral do sistema de tratamento, montado no
laboratório de protótipos da faculdade de Engenharia Civil, já na figura 4.3 mostra a
parte em estudo neste trabalho, que será detalhada a seguir.
Figura 4.2 - Esquema geral do sistema de tratamento.
38
Figura 4.3 - Esquema do processo de desnitrificação.
4.1 Filtro Anaeróbio com recheio de bambu
O esgoto entra pela parte inferior dos filtros anaeróbios (fluxo ascendente),
denominados de FB1, FB2, FB3 e FB4 construídos em recipiente cilíndrico de aço inox,
com volume total de 500 L. O diâmetro interno é de 0,75 m e a altura total de 1,68 m. O
fundo é cônico e, segundo Tonetti (2008), funciona como um compartimento para a
distribuição do esgoto, sendo separado da região ocupada pelo meio suporte por uma
grade feita de bambu, cujos espaços livres impedem a passagem das unidades
39
constituintes do meio suporte. O filtro anaeróbio estudado neste projeto corresponde ao
FB2 e será denominado de reator FB, ilustrado na figura 4.4.
Figura 4.4 - A: Ponto da aplicação do efluente nitrificado. B: Esquema do Filtro
anaeróbio com recheio de bambu.
O material suporte adotado no filtro anaeróbio foi constituído de cavacos (anéis)
de bambu da espécie Bambusa tuldoides, tendo diâmetro de 4 cm e cortados em
tamanho de aproximadamente 5 cm. Segundo Tonetti (2008), os anéis de bambu são
leves e facilmente encontrados nas regiões brasileiras, já que são predominantes de
clima tropical e subtropical e permitem assim que filtros anaeróbios, tendo este material
como recheio, possuam baixo custo. O tempo de detenção hidráulica é de 9 horas. O
líquido que deixa o conjunto dos filtros anaeróbios é armazenado e posteriormente
direcionado para os filtros de areia.
A
B
40
4.1.1 Caracterização do Reator
A lateral do filtro anaeróbio possui 6 tubos de saída, com diâmetro de 0,025m,
usados para fazer a coleta do efluente e caracterizá-lo de acordo com altura do reator.
Estes pontos foram determinados de A, B, C, D, E e F, de acordo com fluxo
ascentende, tendo uma distância entre eles de 12 cm. As coletas foram feitas em 3
destes pontos, no A, no C e no E, durante quatro meses, para caracterizar o ambiente
deste reador FB
4.2 Filtros de Areia
O filtro de areia é constituído por uma caixa cilíndrica de diâmetro interno de
1,00 m, contendo três camadas. A primeira camada possuía 20 cm de espessura e é
constituída por brita 2, com diâmetro efetivo (D10) de 16,120 mm e coeficiente de
desuniformidade (CD) de 1,6. A segunda camada é formada por brita 1, com D10 igual a
7,5 mm e CD de 1,664; tendo 5 cm de profundidade. Segundo Tonetti (2008), estes
materiais impedem o arraste da areia para fora do sistema. A areia empregada no leito,
foi a popularmente denominada de média, classificada de acordo com procedimento
apresentado pela NBR 6502 (1995), possuindo um diâmetro efetivo de 0,17 mm,
coeficiente de desuniformidade de 3,14, a profundidade adotada foi de 75cm, segundo
Tonetti (2004) possui melhor resultado no tratamento. Pode-se observar seu esquema
na figura 4.5
Foi nescessário, a instalação de uma placa denominada, placa de distribuição,
feita de madeira com comprimento de 20 cm, para que o efluente do filtro aneróbio
fosse espalhado uniformemente pela superfície do filtro A profundidadedo leito era de
0,75 m, segundo Tonetti (2004) após testar profundidades 0,25; 0,50; 0,75 e 0,100 m foi
o leito que obteve os valores mais adequado para o tratamento.
41
Na lateral do filtro foi instalado um tubo com 0,050 m de diâmetro interno, para
ampliar a aeração do leito, através de captação natural do ar. Na Figura 4.5 está o
esquema de um filtro de areia com a disposição das camadas.
Figura 4.5 - Esquema e vista do Filtro de Areia.
Os filtros de areia são denominados FA1, FA2, FA3 e FA4 e receberam 600Lm-
2dia-1, 500Lm-2dia-1, 400Lm-2dia-1 e 300Lm-2dia-1 respectivamente. O efluente que deixa
o filtro FA 4, de menor vazão, é direcionado para um reservatório de 1000 L onde é
armazenado, facilitando caracterização do efluente recirculado da semana, e deste para
outro reservatório de 350L.
Da base deste recipiente partem duas tubulações, uma tubulação até a bomba
peristáltica que propicia a recirculação de 15 e 20% do afluente do reator anaeróbio
com recheio de bambu (FB) o que corresponde a 120 e 172 Ldia-1 do efluente para o
reator anaeróbio. Outra abastece uma caixa de dosagem com capacidade para 100 L
com o volume de 39,3 L, referente a uma aplicação do filtro de areia (50Lm-2dia-1), o
qual será aplicado por gravidade no reator aneróbio com recheio de brita.
42
4.3 Reator Anaeróbio com Recheio de Brita
Na construção destes reatores foram utilizadas caixas cilíndricas com estrutura
de fibra de vidro e diâmetro interno de 1,00 m, o leito tem profundidade de 0,30 cm e é
composto por Brita 1, que segundo Tonetti 2008, serve como suporte para as bactérias
desnitrificantes, a segunda camada do reator possui 0,48 cm e é composta por brita 2,
para evitar a troca gasosa entre o líquido e a atmosfera, mesmo sendo o reator coberto
com lona plástica. Seu esquema está ilustrado na figura 4.6
Figura 4.6 - Vista e Esquema do Reator de desnitrificação com Recheio de Brita.
Parte do efluente armazenado no reservatório de 350 L é direcionado para um
recepiente de dosagem com volume total de 100 L, deste ponto é aplicado um total de
50 Lm-2 do filtro de areia, o que equivale a uma aplicação de 39,3 L por gravidade no
reator anaeróbio com recheio de brita. Para evitar o rápido esvaziamento, e uma
aplicação homogênea, com maior tempo de detenção hidráulica, sua vazão é
controlada pelo registro de gaveta (Figura 4.7).
43
Figura 4.7 - Vista do Reator de desnitrificação com recheio de brita.
Segundo Tonetti (2008), este reator com recheio de brita há necessidade de
adição de fonte externa de carbono, para criar condições adequadas para redução
biológica do nitrogênio, onde foram aplicados 20 e 25L do efluente anaeróbio duas
vezes por dia, sendo uma às 9 e outra às 18h.
4.4 Aspectos Operacionais
O Filtro anaeróbio em estudo é operado com fluxo ascendente e tempo de
detenção hidráulica de 9 horas, com vazão de 10 Ls-1 controlada por uma bomba
helicoidal (figura 4.8), seu efluente depois de armazenado é aplicado diariamente por
meio de sistema automatizado, em cargas de 50 Lm-2 nos filtros de areia, o FA4 recebe
o total de 300l m-2dia-1, as aplicações são feitas às 8:00h, 11:30h, 15:00h, 18:00, 20:00
e 22:00h.
44
Figura 4.8 - Bomba helicoidal e painel de controle da vazão.
4.4.1 Recirculação do efluente
O Efluente proveniente do filtro de areia é armazenado em uma caixa de 1000L
e através de uma bomba de poço, Anauger, abastece a caixa de água de 350 L da
onde partem duas tubulações, uma através de uma bomba peristática (figura 4.8)
recircula o efluente nitrificado para o reator FB com uma vazão de 15 e 20% do afluente
deste reator, o que corresponde a 0,015 e 0,02 mls-1.
Figura 4.9 - Ponto da aplicação do efluente nitrificado e bomba peristática
45
Outra tubulação abastece a caixa de dosagem no qual será aplicado o efluente
nitrificado numa carga aproximada das taxas aplicadas no filtro de areia (50Lm-2), o que
equivale a 39,3 variando seu tempo de detenção hidráulica (TDH) em 4 e 7horas,
através do controle da vazão pelo registro gaveta e também variando a aplicação de
fonte externa de carbono entre 20L e 25L (figura 4.9)
46
4.5 Métodos de análises
As amostras coletadas foram analisadas no Laboratório de Saneamento,
LABSAN, da Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo da UNICAMP. A
relação dos parâmetros analisados, com metodologia usada está descrita na tabela 4.1.
Tabela 4.1 - Relação dos parâmetros analisados com metodologia utilizada.
Nome Metodologia Freqüência de
realização
pH SM20 4500 H+ B semanal
Alcalinidade SM20 2320 B semanal
Condutividade SM 2510 B semanal
Turbidez SM20 2130 B semanal
Demanda Química de Oxigênio
(DQO) SM20 5520 D semanal
Demanda Bioquímica de
Oxigênio (DBO) SM20 5210 B semanal
Sólidos Suspensos Totais SM20 2540 D semanal
Sólidos Suspensos Fixos SM20 2540 E semanal
Sólidos Suspensos Voláteis SM20 2540 E semanal
Nitrato, Nitrito “colorimétrico – HACH” semanal
Nitrogênio amoniacal SM20 4500 NH3 C semanal
Nitrogênio orgânico SM20 4500 N Org B e 4500
NH3 C semanal
Fósforo Total SM20 4500 E semanal
Coliformes Totais SM20 9223 B mensal
E. coli SM20 9223 B mensal
Obs: SM = Standard Methods
47
4.5.1 Análises físicas e químicas
As características físicas e químicas do esgoto afluente e efluente: pH, séries
de sólidos, turbidez, DBO e DQO, foram analisadas baseado nos métodos descritos no
Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater da AWWA/APHA
(1995) e nos métodos utilizados pelos pesquisadores do PROSAB (Programa de
Pesquisa em Saneamento Básico).
Os Compostos nitrogenados foram analisados baseados nos métodos descritos
no Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater da AWWA/APHA
(1995).
4.5.2 Analises Microbiológicas
A Quantificação de coliformes totais e E.coli utilizou método cromogênico, que
usa o Colilert como substrato. As amostras serão recolhidas em triplicata e dispostas
em cartelas, que acompanham o método e passadas numa seladora IDEXX QUANTI-
TRAY SEALER, sendo então posteriormente mantidas em estufa a 37ºC, por
aproximadamente 24 horas (+6) e quantificadas novamente (Standard Methods,1995).
4.5.3 Análise Estatística
Foram utilizados os métodos ANOVA e Tukey para análise estatística dos
dados e verificação de hipoteses, seguindo um nível de significância de 5%.
48
4.6 Período de análise
Para caracterização do efluente do reator anaeróbio FB, foram feitas análises
semanais no período de 4 meses, após caracterização foram feitos mais 4 meses de
análises para verificar a eficiência do sistema combinado anaeróbio/aeróbio no
processo de nitrificação-desnitrificação.
49
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 Caracterização do Reator Anaeróbio com Recheio de
Bambu
Foram feitas análises em três pontos de saída do reator anaeróbio, procurando
identificar a viabilidade de desnitrificação do efluente nitrificado provindo do filtro de
areia, através da sua recirculação.
Os parâmetros analisados foram aqueles considerados como fatores
interferentes para promover a nitrificação-desnitrificação, como pH, alcalinidade, OD e
temperatura e não apresentaram diferenças significativas em relação aos pontos de
coleta, nas tabelas 5.1 e 5.2 estão descritas as médias dos valores analisados que
serão descutidos a seguir, como também a concentração carbono, Nitrogenio
Amoniacal, Nitrito e Nitrato.
Tabela 5.1 - Média dos valores encontrados para os parâmetros físico-químicos
analisados.
Parâmetros Média Máxima média
Mínima Média
Valores sugeridos pela literatura
Nº de amostras
OD (mgO 2L-1) 1,19 1,67 0,85 <1,0 12
pH 6,4 6,06 5,02 6,0 a 9,0 12 Alcalinidade Total
(mg CaCo 3 L -1) 203,4 306 113,4 - 12
Alcalinidade Parcial (mg CaCo 3 L -1)
152 244 48 - 12
Fonte: von Sperling (1995), Surampalli et al (1997), USEPA (1993)
50
Tabela 5.2 - Média da temperatura durante caracterização
Temperatura Média Max média Min média Nº de amostras Jan 25,7 29,8 19,8 31 Fev 25,4 30,7 20 29 Mar 24,7 29,9 19,9 31 Abr 23,1 25,5 17,6 30 mai 20 25,5 15,6 31 jun 18,8 24,8 13.,6 30
Fonte: Centro de Pesquisas Meteorológicas e Científicas Aplicada a Agricultura – FEAGRI UNICAMP
Em relação ao pH, como mostra dados estatísticos (tukey p < 0,05) da tabela
5.3 os valores não sofreram variação referentes ao ponto de coleta, porém algumas
amostras do efluente do Reator FB estavam abaixo dos valores considerados ótimo
para nitrificação onde USEPA (1993) recomenda que o valor mínimo seja 6,5 e o
máximo 8,0, já Surampalli et al. (1997) cita 7.5 como limite inferior.
Tabela 5.3 - Valores médios de pH encontrados na caracterização do reator FB
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey
Afluente FB 9 58.82 6.54 0.07 A
Ponto C 9 60.18 6.69 0.03 A B
Ponto A 9 60.81 6.76 0.03 A B C
Ponto E 9 61.02 6.78 0.01 B C
Efluente FB 9 62.41 6.93 0.04 C
R² = 35.8%, CV = 6.5%, fator P = 1.4E-5.
Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
Os valores de OD, sofreram uma pequena variação em relação ao ponto de
coleta, porém apesar de alguns valores ficaram acima do recomendado pela maioria
dos autores onde citam uma tolerância máxima até 2mgL-1 a média dos resultados
apresentou um valor favorável a desnitrificação. Eisentraeger (2001), concorda com a
maioria dos autores sobre a sensibilidade da desnitrificação em relação a OD, mas
afirma que apesar da sensibilidade, esta reação bioquímica pode ocorrer até mesmo
em concentrações próximas a 4,0mg/L-1, devido a presença de microzonas anóxicas.
51
De acordo com análise estatística, (tukey, < 0,05) os valores não apresentaram
diferença significativa em relação aos pontos de coleta.
Tabela 5.4 - Valores médios de OD encontrados na caracterização do reator FB
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Efluente FB 9 8.64 0.98 0.40 A
A
A
A
A
Ponto E 9 12.81 0.92 0.85
Ponto C 9 13.46 1.20 0.87
Ponto A 9 13.91 1.45 0.91
Afluente FB 9 14.71 1.63 1.68
R² = 6.2%, CV = 56.1%, fator P = 0.62 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
Os valores de alcalinidade estudados para caracterização do reator, também
apresentaram variação entre os pontos de coleta, pois a medida que aumentava o seu
tempo de contato os valores obtidos também diminuiram, porém de acordo com
análises estatísticas (Tukey, p < 0,05) apresentada na tabela 5.5, esta diferença de
valores também não foram significativas.
Tabela 5.5 - Valores de Alcalinidade Total encontrados na caracterização do reator FB
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Efluente FB 9 1215.9 135.1 2261.2 A
A
A
A
A
Ponto A 9 1719.9 191.1 3948.1
Afluente FB 9 1771.4 196.8 8833.0
Ponto C 9 1799.7 200.0 5933.4
Ponto E 9 1957.2 217.5 6446.4
R² = 13.8%, CV = 49.8%, fator P = 0.19 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
Outro fator importante para desnitrificação é a relação entre carbono e nitrato,
sendo considerado o de maior importância para Chudoba et al (1998), onde cita que
quanto maior a relação DQO/ N-NO3-. maior será a eficiência, até que estabilize no
52
limite ótimo, permanecendo constante. Para van Rijin et al (2006) para uma completa
desnitrificação a relação tem que estar no mínimo entre 3 e 6, portanto como o afluente
do reator FB apresenta valores médio de DQO 330 mgO2L-1, esta relação está muito
além da mínima estabelecida, tendo ótimas condições para promover a desnitrificação,
como também em relação aos outros parâmetros analisados, que serão discutidos mais
detalhadamente no item 5.3.
5.2 Nitrificação
Uma boa eficiência na nitrificação é fundamental nesta primeira etapa do
processo nitrificação-desnitrificação e como observado na caracterização do reator FB,
alguns valores encontrados de pH da saída do reator estavam abaixo da faixa
recomendada pela literatura como ideal a nitrificação. A média dos valores encontrados
estava próxima ao limite mínimo de 6,5 suficiente para não inibir a nitrificação.
Como no processo de nitrificação há uma tendência nos filtros de areia a
diminuir ainda mais estes valores, devido ao consumo de alcalinidade na nitrificação,
aplicou-se 100ml de composto alcalino (Na2CO3) segundo Tonetti (2008) em condições
semelhantes foram suficiente para garantir boas condições na nitrificação e eficiência
do processo. As aplicação de efluente no filtro de areia possuiam um volume de 39.3L
correspondente a disposição de 50Lm-2dia-1, sobre a superfície de 1m de diâmetro,
obtendo assim uma concentração final de 0,30gL-1 em termos de Na2CO3 .
Mesmo com adição do composto alcalino, alguns valores mantiveram-se abaixo
de 7, podendo ser considerados como indicador da eficiência do processo, quando
comparados as figuras 5.1, 5.2 e 5.3, observando baixos valores de alcalinidade e altos
valores de Nitrato, comprovando a afirmativa de Metcalf e Eddy (2003) que para cada
grama de N-NH4+ nitrificado há o dispêndio de 7,07 g de alcalinidade na forma de
CaCO3.
53
Em todos os gráficos serão demonstrados valores dos pontos de coleta, sendo:
efluente do filtro de areia (1), reservatório (2), efluente do reator FB (3), efluente do
reator RD (4) e esgoto bruto (5), representados na figura 4.3.
Figura 5.1 - Valores de pH dos pontos de coleta 1, 2, 3 4 e 5 .
Figura 5.2 - Valores de alcalinidade total dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5.
54
Figura 5.3 - Valores de nitrato dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5.
Esta redução dos valores do pH e alcalinidade continuaram a ocorrer no
efluente do filtro de areia armazenado chegando a 3,2 os valores para pH,
indentificando-se uma continuidade no processo de nitrificação, visto que as
concentrações de NTK eram um pouco mais reduzidas na entrada do reator anaeróbio
RD, este fato deve-se a um possível arraste de bactérias nitrificantes para o
reservatório, devido ao processo de entupimento dos filtros. Para Matsumura et al.
(1997) as bactérias nitrificantes podem ser facilmente levadas em algumas culturas.
Este arraste de bactérias nitrificantes justifica também os baixos valores de OD
demonstrados na figura 5.5, estando de acordo com a equação 3.3 da segunda etapa
da nitrificação onde a hidroxilamina é convertida em nitrito, consumindo O2 e liberando
dois pares de elétrons, para Colliver e Stephenson (2000) para cada 1,00 g de N-NH4+
convertidos, acaba ocorrendo o consumo de 4,25g de O2, como também pela
degradação da matéria orgânica, onde pode se observar na tabela 5.6 uma eficiência
na sua remoção ao longo do processo. Podendo visualizar a remoção na figura 5.6 e
5.7.
55
Tabela 5.6 - Remoção de DQO em relação ao esgoto Bruto
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Total 14 1222.76% 87.34% 0.12% A FB 14 686.46% 49.03% 0.60% B FA 14 913.69% 65.26% 1.51% C Efluente RD 14 306.00% 21.86% 6.46% D R² = 73.9%, CV = 26.4%, fator P = 3E-15 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
Figura 5.4 - Relação DBO e DQO bruta e filtrada dos pontos de coleta.
56
Figura 5.5 – valores de oxigênio Dissolvido dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5.
Segundo Ferreira (2000) as bactérias nitrificantes são mais resistentes as
mudanças de temperaturas, onde somente observaram crescimento baixo ou nulo em
temperaturas inferiores a 4ºC. A média obtida para temperatura, de acordo com tabela
5.2 para o local de instalação do projeto ao longo do desenvolvimento da pesquisa foi
de 24.5°C + 6°C, havendo alguns picos de temperatur a, inferior a 20º nas últimas
semanas de coleta, que coincidiu com início do inverno, não afetando o processo de
nitrificação
Em relação à razão DBO5/NTK do afluente do filtro de areia, os valores
encontrados de acordo com tabela do Apêndice II, estavam compreendidos entre 3 e 5,
dentro do limite citados na literatura, onde Dinçer e Kargi (2000) afirmam que acima de
5 há um decréscimo das bactérias nitrificantes, garantindo assim condições ótimas a
nitrificação. Pode-se visualizar este resultado, observando a figura 5.4 e a figura 5.6.
57
Figura 5.6 - Valores de NTK dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5.
De acordo com Metcalf e Eddy (2003), as bactérias nitrificantes estão presentes
em quase todos os processos de tratamento aeróbio, confirmando a adaptação dos
microorganismos nos filtros de areia e reservatório onde se comparando a figura 5.3, da
concentração de nitrato ao longo do processo, com figura 5.7 (N total) observa-se
valores bem parecidos entre N total do efluente de FA, com sua concentração de
nitrato. Corroborando com valores obtidos por Tonetti (2004) (2008).
Figura 5.7 - Valores médio do N-Total dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5.
58
5.3 Desnitrificação
Como discutido no item 5.2 e observando-se a figura 5.1 os valores de pH do
efluente do filtro de areia estavam abaixo do recomendado para uma boa eficiência na
desnitrificação, passou-se então a adicionar 100 ml de Na2CO3 na caixa de dosagem
para adequação deste valor, onde a partir da quinta semana apresentou um aumento
significativo dos valores, garantindo condições favoráveis a desnitrificação onde Henze
et al. (1995), Surampalli et al. (1997), van Haandel e Marais (1999) citam valores
superiores a 6,0 ótimos para este processo bioquímico, já Ferreira (2000), reporta que
na faixa de pH de 5 a 8, em um reator biológico aquoso, o pH de equilíbrio desse será
governado pela quantidade de CO2 e alcalinidade presente no sistema.
Como discutido no item 5.2 os valores da temperatura também não afetaram a
eficiência da desnitrificação, estando seus valores dentro da faixa recomendada na
literatura, para Surampalli et al. (1997) encontraram uma faixa ótima no intervalo de 10
a 30 °C.
5.3.1 Reator Anaeróbio com Recheio de Brita
5.3.1.1 Fonte Externa de Carbono
Tonetti (2008), Osaka et al., 2006 e Metcalf e Eddy (2003) entre outros citam
que o reator de desnitrificação de acordo com projeto, normalmente requer adição de
uma fonte externa de carbono, para atuar como doador de elétrons. Sendo assim para
criar condições adequadas para redução biológica do oxigênio, aplicou-se 20L do
efluente anaeróbio, provindo do reator anaeróbio com recheio de bambu, no reator RD
até a sétima semana quando se aumentou o volume aplicado para 25L.
59
Foram feitas duas aplicações por dia do efluente aneróbio no RD, às 9h e às
22h, evitando excesso de matéria orgânica próxima do horário da coleta, após a sétima
semana aumentou-se 2,5L em cada aplicação, onde ter-se ia a associação com
efluente nitrificado provindo dos filtros de areia, correspondente a 39.3 L,
correspondente a carga de 50 Lm-2. De acordo com a figura 5.9, o efluente do reator RD
não ultrapassou 20 mgL-1 de N-Amoniacal, valor recomendados para descarte em
corpos hídricos, segundo CONAMA 357 (2005).
Figura 5.8 – Valores de Nitrogênio amoniacal dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5.
Quanto à relação DQO/N-NO-3, seus valores foram baseados nos valores do
afluente do reator de desnitrificação, considerando-se a associação deste fluxo
combinado com o volume diário de líquido anaeróbio disposto no reator de acordo com
a equação 5.1
DQO RD= (F x 39,3 x DQO FA + 20,0 x DQO FB) Eq 5.1
(F x 39.3 + 20,0L)
Sendo:
DQO RD= valor de DQO presente na massa líquida do reator de desnitrificação
60
DQO FA: valor da DQO do efluente do filtro de areia
F: freqüência de aplicação do filtro de areia
DQO FB: DQO dos filtros anaeróbios
Para cálculo da concentração de N-NO3-, usou-se a equação 5.6
[N-NO3-] RD = Fx39,3 x [N-NO3
-]FA + 20,0 x [N-NO3-]FB
F x 39.3 + 20 Onde:
[N-NO3-] RD: concentração de nitrato da massa líquida presente no reator de
desnitrificação
[N-NO3-]FA: concentração de N-Nitrato no efluente do filtro de areia e
[N-NO3-]FB : Concentração de N- Nitrato no efluente dos filtros anaeróbios.
De acordo com as equações usadas, pode-se observar na tabela 5.7 que os
valores obtidos para relação DQO/N-NO-3, após adição de fonte externa de carbono
estão dentro dos valores citados na literatura para completa redução do nitrato, onde
van Rijn et al (2006) cita o limite mínimo entre 3,0 e 6,0.
Tabela 5.7 - Análise do coeficiente DQO/N - NO3
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tobey DQO / N - NO3
- (20L) 6 28,22 4,70 1,48 A DQO / N - NO3
- (25L) 6 19,86 3,41 0,11 B R² = 48.9%, CV = 22.9%, fator P = 0.011 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
61
5.3.1.2 pH, Alcalinidade e Oxigênio Dissolvido
Os valores de pH do efluente do filtro de areia estavam abaixo do
recomendado na literatura para promover a desnitrificação como já discutido no item 5.1
e 5.2. Após a adição de 100ml de Na2CO3 no afluente do reator de desnitrificação,
buscando atingir condições ideais para eficiência do processo, nos reatores anaeróbios
Chernicaro (2007), recomenda valores compreendidos entre 6 e 8, já Speece (1996)
recomenda valores entre 6,5 e 8,2. Para criar condições ideais para os organismos
desnitrificantes, o pH segundo Dinçer e Kargi, (2000), deve estar entre 6 e 9, limites que
tais organismos conseguem tolerar, outros autores citam uma faixa entre 7 e 9. Portanto
após a adição de Na2CO3, os valores obtidos foram de 7,1 + 0,5, estando o afluente do
reator anaeróbio dentro da faixa considerada ótima para promover a desnitrificação.
Tabela 5.8 - Valores médios de pH em Relação ao TDH e Fonte de Carbono
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Afluente RD 8 41.21 5.20 3.04 A Efluente RD (15ml/s - 20L) 8 45.02 5.65 1.88 A Afluente RD (composto alcalino) 8 55.05 6.88 0.02 A B Efluente RD (20ml/s - 25L) 8 60.72 7.59 0.14 B R² = 46.1%, CV = 42.5%, fator P = 0.0055 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
Com acréscimo do sal no afluente para adequação dos valores de pH, houve
simultaneamente um aumento nos valores de alcalinidade, de acordo com Tabela 5.9,
estes valores aumentaram ainda mais após passagem pelo reator de desnitrificação,
devido à redução bioquímica do nitrato. Confirmando assim a afirmação de van Rijn et
al (2006), que para cada 1,00 mg de N-NO3- reduzida a N2, aumenta-se a alcalinidade
em 3,57mgL-1 de CaCO3. Este processo pode ser melhor visualizado na figura 5.9 e os
dados estão apresentados no Apêndice II.
62
Tabela 5.9 - Valores médios para Alcalinidado Total em relação ao TDH e Fonte de
Carbono
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Afluente RD 6 356.1 59.4 8047.1 A Efluente RD (15ml/s - 20L) 6 437.4 72.9 7928.3 A Afluente RD (composto alcalino) 6 481.5 80.3 1812.0 A Efluente RD (20ml/s - 25L) 6 1619.8 270.0 1206.2 B R² = 65.4%, CV = 203%, fator P = 7.4E-05 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
Figura 5.9 - Relação N-NO3- e Alcalinidade Total do reator RD.
Os valores de OD do afluente do reator RD encontrados foram de 5,2 + 0,51
mgL-1, estando acima dos valores recomendado para desnitrificação, porém quando se
comparando os valores de OD do afluente com os valores de OD do efluente deste
reator nota-se uma acentuada redução destes valores (tabela 5.10). Segundo Tonetti
(2008), em avaliações do efluente diretamente no interior destes reatores os valores
eram bem inferiores, compreendidos entre 0,53 + 0,1mgL-1, através de formação de
63
zonas anóxicas, que associada ao tempo de detenção hidráulica, favoreceu a etapa de
desnitrificação.
Tabela 5.10 - Valores médios de OD em Relação ao TDH e Fonte de Carbono
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Efluente RD (15ml/s - 20L) 6 11.08 1.85 0.18 A Efluente RD (20ml/s - 25L) 6 11.23 1.87 0.42 A Afluente RD 6 29.77 4.96 0.59 B Afluente RD (com Na2CO3) 6 33.54 5.59 0.19 B R² = 91.2%, CV = 136.6%, fator P = 9.7E-11 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
5.3.1.3 Tempo de Detenção Hidráulica
O tempo de detenção hidráulica foi controlado por um registro, situado entre a
caixa d’água de 60L onde era feita a dosagem dos 39,3 L, equivalentes aos 50L m-2dia-
1, de efluente nitrificado para aplicação no reator de desnitrificação por gravidade. Nas
primeiras semanas o tempo de detenção hidráulica do efluente foi de aproximadamente
quatro horas e meia, onde aplicou 2,5 mls-1. A partir da sétima semana dobrou o tempo
de detenção hidráulica aplicando-se aproximadamente 1,5 mLs-1 O tempo de detenção
hidráulica foi fundamental, aumentando o tempo de contato do afluente com
microorganismos desnitrificantes favorecendo a eficiência do processo, de acordo com
tabela 5.11, possibilitando remoção de até 60% do nitrato do efluente.
64
Tabela 5.11 - Concentração média de NH3-, NTK e N-Total do efluente em relação as
variação de TDH e da fonte de carbono.
N -
NO
3- Grupo Contagem Média Variância Agrupamento Tukey
Afluente RD (1,5mls-1 - 25L) 6 31,5 18,7 A Efluente RD (2,5mls-1 - 20L) 6 38,8 110,43 A B Afluente RD (com Na2CO3) 6 45,6 516,52 A B Afluente RD 6 56,8 63,36 B
R² = 37.1%, CV = 61.1%, fator P = 0.0.023
NT
K
Afluente (RD) 6 5,1 15,01 A Afluente RD (com Na2CO3) 6 6,1 6,81 A
Efluente RD (2,5mls-1 - 20L) 6 20,2 53,62 B
Efluente RD (1,5mls-1 - 25L) 6 27,4 8,61 B
R² = 83.7%, CV = 182.5%, fator P = 5E-8
N T
eflu
ente
Afluente (RD) 6 44,3 168,51 A
Afluente RD 6 57,0 35,19 A Efluente RD (2,5mls-1 - 20L) 6 63,1 52,27 A Efluente RD (1,5mls-1 - 25L) 6 66,4 686,15 A
R² = 26.6%, CV = 40.9%, fator P = 0.097 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
5.3.2 Reator Anaeróbio com Recheio de Bambu (RD)
Foi escolhido o último ponto do reator anaeróbio para aplicação do efluente
nitrificado, evitando assim danificar o sistema alterando as condições ideais das
bactérias presentes. Porém apesar de ser escolhido um menor tempo de contato do
efluente nitrificado com o meio, os valores de desnitrificação atingiram taxas de até
60%.
65
Os compostos nitrogenados presentes no esgoto bruto que alimentava o reator
anaeróbio era composto basicamente de nitrogênio Total Kjeldahl (NTK), sendo
aproximadamente 80% de nitrogênio amoniacal e 20% de nitrogênio orgânico, os
valores de nitrito e nitrato ficaram entre 0.1 e 0.77mgL-1 , enquanto que o efluente do
filtro de areia recirculado devido a sua eficiência, como discutido no item 5.2 tinha em
sua maioria N-NO3-.
5.3.2.1 Relação entre Matéria orgânica e Nitrato
Tendo o Reator FB o esgoto bruto como afluente, a concentração de matéria
orgânica era elevada, possuindo uma carga de 635,79 + 97, 39 mgO2L-1 estando entre
a faixa considerada típica para efluente doméstico, onde segundo von Sperling (1996),
que estipula uma faixa entre 400 mgO2L-1 e 800 mgO2L
-1.
Portanto parte do carbono orgânico afluente foi utilizado como doador de
elétrons na desnitrificação, dispensando aplicações de fonte externa de carbono, para
cálculo da relação DQO/N-NO-3, foi usada a equação 5.3 e 5.6
DQO FB= (vol recirculado L x DQO FA + 864 x DQO EB) Equação 5.3
(864L + vol. recirculado L)
Sendo:
864 = volume total de esgoto aplicado no reator FB.
DQO FB= valor de DQO presente na massa líquida do reator anaeróbio com
recheio de bambu
DQO FA: valor da DQO do efluente do filtro de areia
66
DQO EB: DQO do esgoto bruto
Para cálculo da concentração de N-NO3-, usou-se a equação 5.6
[N-NO3-] FB = vol recirculado x [N-NO3
-]FA + 20,0 x [N-NO3-]EB Equação 5.4
(864L + vol. recirculado L) Onde:
[N-NO3-] FB: concentração de nitrato da massa líquida presente no reator de
desnitrificação
[N-NO3-]FA: concentração de N-Nitrato no efluente do filtro de areia e
[N-NO3-]EB : Concentração de N - Nitrato no efluente do esgoto bruto
De acordo com a caracterização do reator anaeróbio os valores de nitrato
presente na saída deste reator antes da recirculação estavam próximos a zero, não
entrando portando nos cálculos da razão DQO/ NO3- do reator FB, onde se obteve a
média de 35,11 + 9,43 bem acima dos valores estipulados como mínimo para eficiência
da desnitrificação.
A razão DQO bruta/ DBO encontrados estão na faixa de 1,7 e 2,5 dentro dos
valores citados na literatura, para um bom tratamento biológico
Em relação ao pH do efluente do reator FB, mesmo após aplicação do afluente
nitrificado com baixos valores de pH não houve uma diferença significativa para a saída
do efluente de acordo com dados da tabela5.12. Estes valores podem ser explicados
pelo aumento da alcalinidade provocada pelo processo de desnitrificação, já que o
líquido recirculado adentrava o reator com vazão de 15 a 20% do esgoto bruto sendo
1,5 e 2 mls-1dia-1 onde observando a figura 5.13 este reator teve um comportamento
parecido com o reator anaeróbio com recheio de brita.
67
Tabela 5.12 - Valores médios de pH em relação ao efluente recirculado.
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Afluente (FB) II 6 40.29 6.72 0.05 A Afluente (FB) I 6 41.26 6.88 0.06 A Efluente FB (15%) 6 45.42 7.57 0.18 B Efluente FB (20%) 6 47.04 7.84 0.14 B R² = 70.8%, CV = 18.3%, fator P = 0.001 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
As concentrações de OD apresentaram aumento entre o período de
caracterização e recirculação, mas análises estatísticas (Tukey) demonstraram que
estas diferenças não foram significantes.
Tabela 5.13 - Valores médios de OD em relação ao efluente recirculado.
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Efluente FB (20%) 6 10.42 1.74 0.58 A Afluente (FB) II 6 12.08 2.01 0.98 A Efluente FB (15%) 6 12.14 2.02 0.83 A Afluente (FB) I 6 12.35 2.06 1.34 A R² = 2.1%, CV = 18.6%, fator P = 0.93 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
Os valores médios encontrados para concentração de OD, foram 1,87 onde os
valores mínimos e máximos foram respectivamente 0,42 a 1,98 mgO2L-1 mesmo com
esta variação dos valores, o reator FB atingiu altos índices de desnitrificação,
corroborando com afirmação de Eisentreger (1985), que mesmo em presença de
oxigênio dissolvido a reação de desnitrificação pode ocorrer, através da formação de
micro zonas anóxicas.
68
5.4 Eficiência do sistema
O sistema combinado anaeróbio-aeróbio se mostrou muito eficiente na
adequação de vários parâmetros físico químicos para lançamento em corpos hídricos e
reúso agrícola, de acordo com tabela 5.14, onde as médias dos valores correspondem
ao período de coleta de fevereiro a julho.
Os resultados obtidos nas análises laboratoriais foram comparados com os
limites apresentados pela Resolução CONAMA 357 (2005). Nos casos em que não
encontrou uma legislação federal que estabelecesse um padrão de lançamento e para
reuso de um determinado parâmetro, buscou-se a comparação com as existentes nos
estados brasileiros.
69
5.4.1 Parâmetros Físico Químicos
Tabela 5.14 - Média dos valores físico químicos e limites para reúso agícola e de
lançamento de acordo com a classe.
Parâmetro
Médias valores do efluente Limite de lançamento (Classe)
Reuso agrícola
EB FB FA RD 1 2 3 FAO
pH 6,85 + 0,66
7.3 + 0.55
5,76 + 1,03
6,8 + 1,36 6,00* 5,00** 6.5
Cond. (dSm -1) 0,767 0,846 0,638 0,962 - - - 0,750
OD (mg L -1)
2,15 + 0,99
1,97 + 0,98
6,61 + 0,47
1,92 + 0,51 5* 5* 4*
Turb. (U.T) 777 + 119
846 + 275
638 + 245
960 + 260
DQO (mg O 2 L
-1) 635,6 +
79,4 320+ 69,5
106 + 109
79,9 + 21,6 100 ****
DBO (mg O 2 L
-1) 333 + 70 176 +
39 61,93 +
24 39,6 + 16,7 60
* CONAMA 357 – 2005
** Instruções técnicas 31 CETESB – 2006
*** COPAM n10 1986 MG
**** Legislação do Estado de São Paulo (DECRETO Nº 8.468, 1976)
5.4.1.1 pH
O valor de pH do esgoto bruto oscilou próximo a neutralidade, assim como do
reator anaeróbio com recheio de bambu, o efluente do reator de desnitrificação após
correção do pH também apresentou valores próximos ao neutro, somente o filtro de
areia apresentou resultados abaixo do recomendado para lançamento em classe 2.
Portanto quanto ao pH, os efluentes dos dois tipos de reatores estariam dentro normas
tanto para lançamentos em corpos hídricos como para serem empregados na
agricultura (FAO, 1994 e CONAMA 357, 2005).
70
5.4.1.2 Alcalinidade
Como discutido no item 5.2 e 5.3 devido aos baixos valores de pH, foi
adicionado ao afluente do filtro de areia e ao afluente do reator RD, 100 mL de uma
solução de carbonato de sódio com concentração de 120 gL-1, a qual propiciava um
acréscimo na alcalinidade de 288 mgCaCO3L-1 em cada uma das aplicações de 50 Lm-
2. onde manteve um nível de alcalinidade em termos de carbonato de cálcio acima de
40 mgL-1, proporcionando um meio adequado as bactérias nitrificantes (Piluk e Byers
2001).
Nos reatores RD, após a aplicação do sal para controle de pH, aumentaram-se
também os valores obtidos em seu efluente para alcalinidade, porém somando a
alcalinidade do afluente do reator RD, com o que estava sendo aplicado junto com a
fonte de carbono, percebe-se que foram consumidos em média 100mgL-1 de CaCO3 e
levando em consideração que para cada mg de N-NO3- reduzido leva o aumento da
alcalinidade em 3,57 quanto ao CaCo3, o suficiente para reduzir + 29,01mg de N-NO3-,
bem parecido com os valores reduzidos no reator RD que foram + 20 mg de N-NO3-.
5.4.1.3 Condutividade
No que se refere a condutividade de acordo com a figura 5.10 houve grande
variação dos valores.
71
Figura 5.10 - Valores de condutividade dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5.
O esgoto bruto de acordo com tabela 5.14 teve em média concentrações
menores que o efluente do reator FB, corroborando com valores encontrados por
Tonetti (2008), onde afirma que estes valores inferiores são conseqüência da
mineralização do esgoto bruto, após passagem no reator anaeróbio, na degradação da
matéria orgânica, como também ácidos orgânicos e nitrogênio amoniacal, os quais
também contribuem para aumento da condutividade.
Os valores das concentrações encontrados no FA estão relacionados com a
aplicação de sal, já que a transformação do nitrogênio amoniacal em nitrato não
contribui com estes valores pois possuem condutividade equivalente, já os reatores RD,
os valores foram bem elevados estando acima dos valores estipulados pela FAO (1994)
para irrigação irrestrita, como também acima das recomendações da CETESB (técnica
31, 2006) onde o limite é 0,750 dSm-1.
No entanto os valores estavam bem abaixo dos estipulados para FAO (1994),
de 3,0 dSm-1, onde passaria ter grau severo e restrito ao uso.
72
5.4.1.4 Turbidez
De acordo com figura 5.11 os valores de turbidez encontrados do esgoto bruto e
reator FB, estão acima do recomendado para corpos hídricos de classe 1, onde o limite
máximo estipulado pelo conama 357 (2005) é de 40 U.T. Porém estão dentro dos
padrões para corpos de água de classe 2 e 3, onde o limite é 100 U.T.
Figura 5.11 - Valores para Turbidez dos pontos de coleta 1, 2, 3, 4, 5.
O filtro de areia manteve uma grande eficiência em relação à remoção de
turbidez até a sétima semana onde deu início o processo de entupimento do filtro. A
causa de entupimentos de filtros biológicos podem ser físicas, químicas ou biológicas,
neste caso provavelmente foi causada por processos físicos, segundo Rice (1974),
quando o entupimento ocorre rapidamente sua causa seja essencialmente física.
Porém este processo não interferiu na nitrificação do efluente, corroborando
parcialmente com Siegrist e Boyle (1987) onde constatou que certo grau de
entupimento melhora o tratamento físico, químico e biológico.
O Reator RD mesmo recebendo o afluente do filtro de areia, com elevadas
concentrações de turbidez, se mostrou muito eficiente na remoção das partículas
estando seu efluente dentro dos padrões de lançamento em corpos hídricos de classe 1
(CONAMA 357 – 2005) o grau de remoção de todo o processo pode ser observado na
73
figura 5.11, onde após processo de entupimento houve aumento nos valores do
efluente do filtro de areia que pode ser provocada pelo arraste do fósforo, que também
aumentou com este processo, observou-se uma queda dos valores após armazenagem
dos efluente no reservatório e remoção de quase 100% dos valores de turbidez após
passagem pelo reator RD.
5.4.1.5 Oxigênio Dissolvido
Os valores encontrados no afluente do reator FB e em seu efluente tinha uma
média de 1,8 + 0,6 e 1,96 + 0,7 respectivamente, onde apesar de estar acima do limite
estipulado na literatura, não interferindo no processo de desnitrificação.
Após a passagem pelo filtro de areia e nitrificaçào do efluente houve aumento
significativo deste valor, que segundo Tonetti (2008) é causado pela alta capacidade de
aeração dos leitos operados intermitentemente, satisfazendo assim o metabolismo de
bactérias aeróbias. Após seu armazenamento ocorreu uma diminuição na
concentração, obtendo valores de 5,2 + 0,6 mg O2L-1. Esta dentro dos padrões de
lançamento segundo Conama 357 (2005), para rios de classe 2.
Porem o processo de desnitrificação no reator RD, comprometeu o efluente
para lançamento em corpos hídricos, já que os valores obtidos foram de 1,92 + 0,56 mg
O2L-1.
5.4.1.6 Sólidos Suspensos
Devido a instalação de uma grade antes da coleta do efluente, visando evitar o
entupimento da bomba, os valores médios de sólidos suspensos totais encontrados no
74
esgoto foram de 81 mg L-1 estando bem abaixo dos valores encontrados na literatura,
onde von Sperling (1996) estipula o valor mínimo em 200 mgL-1 e o valor máximo de
450 mgL-1. Mesmo estando estes valores abaixo do padrão para esgoto bruto, as
concentrações de sólidos suspensos totais do afluente do filtro FA foi de
aproximadamente 40 mgL-1dia-1 dando um total de 12 gm2dia-1 estando próxima ao
valor máximo sugerido por van Baterem et al apud Tonetti (2008) onde estipula como
valor máximo para aplicação 13 gm2dia-1, Rice (1974) sugere uma máxima aplicação
nestes filtros de 10mgL-1, o que pode ter causado o entupimento dos filtros. Este
entupimento causou redução nas concentrações de remoção de sólidos totais do filtro
de areia e também a remoção de matéria orgânica.
Tabela 5.15 - Remoção de SST ao longo do processo.
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Efluente RD 12,0 83,3% 6,9% 193,7% A Efluente FB 12,0 465,9% 38,8% 3,9% A Efluente FA 12,0 871,7% 72,6% 5,9% A Total 12,0 1005,8% 83,8% 3,2% A R² = 15.9%, CV = 224.5%, fator P = 0.053 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
Tabela 5.16 - Remoção de SSV ao longo do processo .
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Efluente RD 12 -316,7% -26,4% 195,7% A Efluente FA 12 478,3% 39,9% 7,4% A B Efluente FB 12 520,0% 43,3% 12,9% A B Total 12 753,3% 62,8% 15,9% B R² = 17.6%, CV = 254.7%, fator P = 0.035 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
75
Nota-se que diminuindo os valores de sólidos solúveis totais entre o reator
anaeróbio e o filtro FA, houve uma pequena queda nos valores de sólidos solúveis
fixos, demonstrando segundo Tonetti (2008) a mineralização da matéria orgânico.
O reator RD, removeu 78,3% dos sólidos suspensos totais, estando dentro dos
padrões estipulados pela legislação mineira (COPAM 1986) quanto ao lançamento de
sólidos suspensos em corpos hídricos, como também os filtros FA e reator FB, onde
mantiveram concentrações da média mensal inferir a 60 mgL-1 e/ou a máxima diária
inferiores a 100 mgL-1. Demonstrando a efetividade do sistema para remover não só as
partículas físicas como eficiência na remoção biológica.
5.4.1.7 DQO e DBO
Pela análise da Figura 5.4, observa-se que os valores do filtro FA, cumpriram a
legislação do Estado de Minas Gerais quanto ao lançamento de efluente em corpos
hídricos (COPAM 1986) onde estabelece o limite de 90 mgO2L-1 de DQO e para o
estado de Estado de São Paulo (DECRETO Nº 8.468, 1976), onde estabelece o limite
para DBO de 60 mgL- 1 de 90 mgO2L-1, apontando para o amadurecimento dos filtros.
No entanto estes valor são considerados extremamente restritivo por von Sperling e
Nascimento (1999).
Passando pelo reator de desnitrificação, devido a adição de efluente anaeróbio
como fonte de carbono houve aumento nestes valores, porém a média dos valores
manteve-se abaixo do valores recomendados pela legislação mineira (COPAM, 1996).
5.4.2 Nutrientes
O sistema combinado anaeróbio aeróbio, por estar em funcionamento a mais de
6 anos, precisou passar por uma sessão de limpeza do filtro de areia, pois houve
76
formação de biomassa na camada superficial, formando poças levando a um aumenta
do tempo de retenção o que reduz a área efetiva para o fluxo de líquido, alterando
também a capacidade hidráulica e a taxa de infiltração. Mesmo assim se mostrou muito
eficiente na transformação biológica de Nitrogênio amoniacal a nitrato no processo de
nitrificação e na remoção de fósforo.
Tabela 5.17 - Valores médios para os N-NH4, N- NO3- e Fósforo.
Parâmetro Média de Valores Padrões de Lançamento
Reúso
FB (mgl-1) FA (m gl-1) RD (mgl-1) CLASSE 1, 2 e 3
FAO
N-NH4 43,56 + 10,58 7,20 + 6,85 13,58 + 4,45 20* N-NO3
- 22,57 + 5,89 46,36 + 12,2 36,58 + 26,7 10** <5**** Entre 5 e 30 >30
FÓSFORO 4,08 + 1,10 2,80 + 0,58 2,03 + 0,56 1*** * Limite max para lançamento – CONAMA 357 (2005)
** Limite max no corpo receptor – CONAMA 357 (2005)
*** Resolução CONSEMA N 128 (2006) / RS
**** A FAO estipula concentrações de<5mg/L de NO3-,para uso sem restrição; entre 5 e 30 uso
restrito e moderado para >30 mg/L de NO3- restrição severa ao uso
5.4.2.1 Fósforo
Os valores médios de fósforo para esgoto bruto foram 5,9 + 1,2 mgL-1, estando
no limite inferior dos citados por von Sperling que ficam entre 5 mgL-1 e 25 mgL-1, porém
próximos aos valores encontrados por Sobrinho (2000) ao analisar esgoto da ETE
Pinheiros da SABESP onde a média era de 3,4mgL-1 tendo valor mínimo de 1,66mgL-1
e máximo de 5,43mgL-1, estando estes valores próximos as concentrações encontrados
no reator FB, onde a média foi 4,63 + 1,9mgL-1, não apresentando diferença
significativa na análise estatística (Anova p < 0,05%) comprovando a afirmação de
77
Tonetti (2008), Campos (1999), Chernicharo (1997) e de van Haandel e Lettinga (1994)
de que os reatores anaeróbios não são eficientes na remoção do fósforo no processo
de tratamento.
Porém o pós tratamento do filtro FA e reator RD, apresentou concentrações
bem inferiores das encontradas no reator RD, com remoções 30% que de acordo com
Prochaska e Zouboulis (2003), podem estar associadas a incorporação do fósforo ao
biofilme e a retenção pelos íons Fe3+, Al3+ e Ca2+ presentes nos leitos de areia.
Tabela 5.18 - Remoçao de fósforo ao longo do processo.
Grupo Contagem Soma Média Variância Agrupamento Tukey Efluente FB 12 139% 11.6% 1.6% A Efluente RD 12 352% 29.3% 2.7% A B Efluente FA 12 373% 31.1% 3.1% B Total 12 688% 57.4% 2.6% C R² = 53.6%, CV = 49.1%, fator P = 2E-7 Médias seguidas pela mesma letra não diferem entre si.
O reator RD apresentou uma melhor remoção de acordo com dados estatísticos
Anova (p < 0,05) onde atingiu 60% de remoção porém alguns valores ficaram acima
dos valores estipulados pela Resolução Consema (Nº 128, 2006) de 1mgL-1, estes
valores podem ser conseqüência do entupimento do filtro de areia e também segundo
Tonetti (2008) pela aplicação de sal para correção do pH do meio, que facilita a
dissolução da matéria orgânica e o desprendimento de uma parcela do biofilme.
5.4.2.2 Nitrogênio Amoniacal e Nitrato
Corroborando com resultados encontrados por Tonetti (2008), o filtro FA, no
processo de nitrificação, alcançou uma grande redução da concentração de Nitrogênio
Amoniacal, estando seus valores dentro do limite máximo estipulados pelo CONAMA
357 (2005) que determina 20mgL-1 . Porém a eficiência na nitrificação comprometeu os
78
valores referente ao Nitrato, estando estes acima de 10mgl-1 valor limite estipulado pelo
CONAMA 357 (2005) em corpos hídricos de classe 1, 2 e 3, podendo ser usado na
agricultura segundo FAO (1994) moderadamente e com restrições.
O efluente do reator FB, de acordo com figura 5.9 uma alta concentração de
Nitrogênio Amoniacal, comprometendo seu lançamento em corpos hídricos. O reator
RD, apresentou valores de Nitrogênio Amoniacal, abaixo dos padrões de lançamento,
porém mesmo atingindo valores baixos para nitrato, seu efluente só poderá ser usado
moderadamente e com restrições, de acordo com dados da tabela 5.14
5.4.3 Análise Microbiológica
A caracterização de microorganismos patógenos no efluente foi feita através de
análises de Coliformes Totais e Coliformes Termo tolerantes, que segundo Jordão
(2005), considerando a dificuldade na identificação dos microorganismos patógenos,
nos laboratórios das empresas de saneamento básico, tem-se usado tais organismos
como indicadores de contaminação. As médias dos valores encontrados estão
dispostas na tabela 5.19.
5.4.3.1 Organismos Indicadores de Contaminação Feca l
De acordo com a tabela 5.19, não houve diferença significativa (tukey / p
<0,05) dos valores de Coliformes Totais e Termotolerantes entre o esgoto e o efluente
do reator anaeróbio, Segundo Jordão e Pessoa (2005) os valores obtidos estão na faixa
estipulada como típica para águas residuárias domésticas, onde os valores para
Coliformes Totais são 106 e 1010 NMP 100 mL-1 e para o E. Coli oscila de 106 a 109
NMP 100 mL-1.
79
Tabela 5.19 - Média dos valores de Coliforrnes Termotolerantes e E. Coli.
Parâmetro Média de valores Padrões de lançamento conama 357 (2006)
Reúso agrícola
EB FB FA RD Classe 2 Classe3 C. totais 2,1 x 107 1,7 x 107 1,90 x 105 5,5 x 104 1 x 105** 105**
E.Coli 3,9 x 106 2,7 x 106 1,05 x 105 1,9 x 103 1 x 103** 2,5 x 103 103* e 105*
*Valores estipulados pela Organização Mundial de Saúde, OMS (2000)
** Limites máximos estipulados pelo Conama 357 (2005)
Após passagem pelo filtro FA, houve uma remoção maior do grupo de
Coliformes Termotolerantes chegando a duas casas logarítmica, já para E. Coli a
remoção foi de somente uma casa logarítmica, porém verificou-se uma redução dos
valores de E. Coli no afluente do reator RD, onde foram encontrados valores mais
baixos do pH, antes da adição do composto alcalino, estando de acordo com afirmação
de a afirmação de van Buuren et al. (1999) de que a remoção de coliformes aumenta
em baixos valores de pH.
O reator RD ao contrário do filtro de areia, teve uma remoção de duas casas
logarítmicas para E. Coli e uma para Coliformes Totais podendo ter o grupo de E. Coli.
maior sensibilidade aos baixos valores de pH encontrados no reservatório do efluente
do filtro de areia.
No Brasil os limites estabelecidos pele Resolução CONAMA 357 (2005), para
águas de classe 2 destinadas a irrigação de hortaliças e plantas frutíferas, fixam em
80% ou mais de pelo menos 5 amostras mensais um valor igual ou menor que 1 x 103
NMP 100 ml-1 E.Colli 1 x 105 NMP mL-1para Coliformes Totais.
A OMS (2000), estipula como limite máximo de Coliformes Fecais permitidos em
esgotos domésticos tratados para irrigação de culturas que sejam comidas sem
cozimento, ou usadas em campos esportivos e parques públicos o valor de 103NMP
100ml-1, enquadrados na classe A. Já para classe B e C, os limites máximos são de 105
NMP 100 mL-1 onde é permitida a aspersão de cereais e culturas a serem
industrializadas, silviculturas, árvores frutíferas e forrageiras para feno em silagem.
80
De acordo com Legislação, o Reator RD, atingiu valores tanto para ser lançado
em corpo hídrico de classe dois, como para reuso agrícola de classe A, B e C.
81
6 CONCLUSÃO
O Reator FB apresentou em sua caracterização, um ambiente favorável para
desnitrificação, com condições ótimas a desnitrificação o que foi comprovado através
dos valores de desnitrificação da parcela do efluente recirculado, atingindo até 60% de
desnitrificação.
O Filtro FA se mostrou eficiente no que se refere a nitrificação e remoção de
matéria orgânica em termos de DBO e DQO, porém seu efluente ainda ficou acima dos
limites estipulados pela COPAM (n 10,1986), para lançamento em corpos hídricos. A
média de remoção para fósforo foi comprometida pela aplicação de Na2CO3 e/ ou pelo
entupimento dos filtros.
O efluente do filtro de areia armazenado, sofreu nitrificação, consumindo toda
alcalinidade do meio, apresentando baixos valores de pH influenciando na remoção
tanto de Coliformes Totais, quanto para Escherichia Coli, atingindo-se assim valores
para ser lançado em corpos hídricos de classe dois, como também para reúso agrícola
de classe A, B e C.
Os melhores resultados foram encontrados no reator RD, onde atingiu até 65%
de desnitrificação, como também o limite estipulado para remoção de fósforo,
Coliformes Termotolerantes e Escherichia Coli, eficiência na remoção de matéria
orgânica, sólidos suspensos e turbidez porém seu efluente ficou comprometido no que
se refere a alcalinidade, condutividade e Oxigênio dissolvido.
82
7 RECOMENDAÇÕES
• Calcular o tempo de detenção hidráulica do efluente recirculado.
• Utilizar uma solução com menor concentração de carbonato de sódio tendo-se
em vista a adaptação do meio quanto ao pH, à nitrificação e a desnitrificação sem
comprometer os valores de condutividade e alcalinidade.
• Adaptar um sistema de aeração na saida do reator de desnitrificação, para
elevar os valores de Oxigênio dissolvido.
83
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9 APÊNDICE I – DADOS EXPERIMENTAIS
Tabela 9.1 – Dados de pH.
PH
Semana Amostra
1 2 3 4 5 1 6.1 4.5 6.74 4.32 6.63 2 5.76 5.1 7.56 4.9 6.79 3 5.1 3.18 7.91 5.81 7.1 4 4.35 3.84 7.74 4.32 6.63 5 5.86 7.29 7.7 7.24 6.9 6 5.6 7.3 7.77 7.3 7.21 7 6.1 6.8 7.91 7.8 6.9 8 6.6 6.87 7.23 7.53 6.35 9 6.85 6.9 7.92 7.08 6.64 10 5.9 6.89 7.89 7.77 7.02 11 6.17 6.71 7.69 7.24 6.71 12 5.77 7.08 8.4 8.1 6.67 13 6.93 7.6 7.91 7.78 7.27 14 6.55 7.3 8.1 7.95 7.04
90
Tabela 9.2 – Dados de alcalinidade parcial.
Alcalinidade parcial
Semana Amostra
1 2 3 4 5 1 74.4 0 261.6 0 67.2 2 4.8 0 194.4 60 96 3 0 0 220.8 19.2 146.4 4 0 0 228 0 67.2 5 4.8 172.8 103.2 86.4 100.8 6 0 151.2 207.9 176.4 121.8 7 0 74.8 242 244.2 125.4 8 52.5 86.1 231 235.2 54.6 9 86.1 107.1 207.9 207.27 81.9 10 77 127.6 308 264 85.8 11 72.6 116.6 215.6 220 85.8 12 0 101.2 217.8 242 81.4 13 43.2 148.5 324 270 124.2 14 24.3 163.35 351 297 109.35
Tabela 9.3 – Dados de oxigênio dissolvido.
OD
Semana Amostra
1 2 3 4 5 1 6.28 4.05 1.38 2.19 0.88 2 7.34 5.94 3.68 2.1 2.6 3 6.74 5.36 2.28 2.27 3.1 4 6.28 4.05 1.4 1.81 0.88 5 7.34 5.01 2.1 1.21 3.5 6 6.74 5.36 1.3 1.5 1.39 7 6.42 5.8 2.7 1.24 3.1 8 6.9 5.99 0.42 1.68 0.6 9 6.94 5.19 2.1 1.87 2.71 10 7.12 4.91 1.5 1.19 1.26 11 6.03 5.85 1.8 2.8 1.65 12 6.07 5.8 1.9 2.45 2.76 13 6.19 5.97 2.3 2.5 2.76 14 6.1 4.7 2.7 2.1 2.9
91
Tabela 9.4 – Dados de alcalinidade total.
Alcalinidade total
Semana Amostra
1 2 3 4 5 1 103.2 0 304.8 0 132 2 19.2 6 213.6 64.8 132 3 0 0 225.6 26.4 26.4 4 0 0 266.4 0 132 5 19.2 180 139.2 115.2 122.4 6 54.6 170.1 273 216.3 178.5 7 0 130.9 286 268.4 149.6 8 90.3 128.1 315 273 140.7 9 107.1 142.8 252 247.8 159.6
10 103.4 151.8 327.8 297 173.8 11 129.8 147.4 261.8 253 173.8 12 33 121 264 220 156.2 13 54 171.45 378 297 280.8 14 29.7 205.2 378 337.5 167.4
92
10 APÊNDICE II – ESTUDO DE RELAÇÃO ENTRE PARÂMETRO S
FÍSICO-QUÍMICOS
Tabela 10.1 – Estudo relação N-NO3- e alcalinidade total.
Semana Redução(-)/aumento(+) de alcalinidade
mgL-1 de CaCO3 por mg de N-NO3 reduzida a N2
2 1.45946 3 10.60833 4 -5.51141 5 -5.2365 6 -7.62642 7 -45.04 8 5.39749 9 0.61834 10 6.63366 11 -0.23421 12 -7.29756
Média -4.2
Tabela 10.2 – Estudo relação DBO5/NTK.
Semana DBO5/NTK
1 3.715083 2 7.228477 3 2.735303 4 3.479946 5 8.208342 6 3.141688 7 3.673025 8 5.766314 9 4.209904 10 10.03877 11 3.714312 12 4.773999