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UNIVERSIDADE FEDERAL DE SANTA CATARINA
CENTRO TECNOLGICO
DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA SANITRIA E
AMBIENTAL
Giliane Feital Klaus
ESTUDO DE UM SISTEMA COMPACTO DE TRATAMENTO
DE EFLUENTES SANITRIOS DO TIPO LODOS ATIVADOS.
Trabalho de Concluso de Curso
apresentado Universidade Federal de Santa Catarina para Concluso do
Curso de Graduao em Engenharia Sanitria e Ambiental.
Orientadora: Jamile Wagner, Msc.
Florianpolis
2012
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Dedico este trabalho a minha
famlia, pelo amor incondicional,
em especial ao meu pai pelo
carinho, apoio e confiana nas
difceis escolhas de minha vida.
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AGRADECIMENTOS
Agradeo primeiramente aos meus pais, Rudi Delmar Klaus e Regina
Maria Barra Feital Klaus, que no deixaram de lutar e sonhar nem por
um segundo pela formao de seus filhos. So meus fortes exemplos de
coragem, de unio, de amor e de vitria. A eles, toda gratido!
A minha irm, minha metade, minha amiga e incentivadora, pelas
conversas e confiana.
Agradeo ao Henrique da Cunha Santanna, pelo grande amor,
companheirismo, incentivo e pacincia ao longo da minha formao,
agradeo principalmente por ter acreditado.
Agradeo a minha orientadora, Jamile Wagner, pelo enorme
conhecimento e pacincia a mim dedicada. Uma jovem mulher com
garra e dedicao para o melhor.
MWV Rigesa, pela oportunidade do aprendizado profissional.
Em especial gostaria de agradecer ao meu padrinho o Engenheiro
Sanitarista Jacson Roberto Guimares e a todos da empresa com quem
convivi durante o perodo de estgio.
Agradeo aos meus amigos, os de infncia, os da faculdade, os do
trabalho, os da vida, sem eles as etapas se tornariam mais difceis de
serem vencidas.
Obrigada a todos os tutores que passaram ao longo de minha
formao, com certeza carrego um pouco de cada um em minhas
palavras e atitudes.
E por fim, agradeo a Deus, pelo apoio, vida e f.
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RESUMO
Estaes compactas de tratamento de esgoto so ideais para o
atendimento de pequenas comunidades e habitaes isoladas,
apresentando eficincia suficiente para cumprimento da legislao
vigente relacionada a baixo custo de investimento. O presente trabalho
tem como objetivo avaliar uma estao compacta do tipo Lodos
Ativados, utilizada para o tratamento de esgoto sanitrio, instalada no
alojamento de colaboradores da indstria papeleira MWV Rigesa
Celulose, Papel e Embalagens Ltda., no municpio de Trs Barras, Santa
Catarina. O sistema de tratamento era constitudo das seguintes etapas:
tratamento preliminar, tratamento secundrio (tanque anxico, tanque de
aerao, decantador secundrio e recirculao do lodo), vala de
infiltrao e destinao final do lodo. A partir da avaliao do sistema,
foi possvel concluir que a ETE compacta apresentou eficincia mdia de
remoo de matria orgnica carboncea igual a 81% e de nitrognio
amoniacal igual a 95%. No efluente tratado obteve-se concentraes
mdias de DBO5,20C e NH4+-N iguais a 58,0 mgL
-1 e 2,4 mgL
-1,
respectivamente. O lodo apresentou uma tima sedimentabilidade, com
valor mdio de IVL igual a 50,9 mLg-1
. Em relao aos slidos
sedimentveis em cone de Imhoff, obteve-se um valor mdio de 0,1
mLL-1
, atendendo aos limites de lanamento especificados em
legislao brasileira. Foi possvel identificar problemas quanto
ocorrncia do processo de desnitrificao no decantador secundrio,
causando a flotao do lodo nessa unidade e prejudicando a qualidade do
efluente tratado. Com o intuito de solucionar este problema, foi proposta
uma readequao da ETE a fim de que a desnitrificao ocorra no tanque
anxico. De maneira geral, a ETE compacta se mostrou como uma
alternativa eficiente e econmica para o tratamento descentralizado de
esgoto sanitrio.
Palavras-chave: ETE compacta; Lodos Ativados; tratamento de esgoto
sanitrio.
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ABSTRACT
Compact wastewater treatment is ideal for small and isolated
communities, with enough efficiency to compliance with current
legislation related to low investment cost. The present study aims to
evaluate a compact wastewater treatment Activated Sludge type, used for
treating domestic sewage, installed in the housing of employees of the
paper industry MWV Rigesa, in Trs Barras, Santa Catarina. The
treatment system consisted of the following steps: preliminary treatment,
secondary treatment (anoxic tank, aeration tank, secondary clarifier and
sludge recirculation), infiltration trench and disposal of sludge. From the
evaluation of the system, it was concluded that the WWTP compact had
an average efficiency of removal of carbonaceous organic matter equal
to 81% and ammonia equal to 95%. In the treated effluent was obtained
average concentrations of BOD5,20C and NH4+-N equal to 58.0 mLg
-1
and 2.4 mLg-1
, respectively. The sludge had a great sedimentation,
averaging sludge volume index equal to 50.9 mLg-1
. For sedimented
solids in the Imhoff cone was obtained a mean value of 0.1 mLL-1
,
given the limits specified in release Brazilian law. It was possible to
identify issues regarding the occurrence of denitrification in the
secondary clarifier, causing sludge flotation in this unit and damaging
the quality of treated effluent. In order to solve this problem, it was
proposed a readjustment of the WWTP. In general, compact WWTP
proved as an efficient and economical for decentralized treatment of
sewage.
Keywords: compact wastewater treatment; Activated Sludge; sanitary
wastewater treatment.
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NDICE GERAL
1 INTRODUO.............................................................................. 19
2 OBJETIVOS ................................................................................... 21
2.1 Objetivo Geral ....................................................................... 21
2.2 Objetivos Especficos ............................................................ 21
3 FUNDAMENTAO TERICA ................................................. 23
3.1 Lodos Ativados ...................................................................... 23
3.1.1 Lodos Ativados do Tipo Convencional ............................. 26
3.1.2 Lodos Ativados do Tipo Aerao Prolongada ................... 27
3.2 Remoo Biolgica de Nitrognio ......................................... 27
3.2.1 Amonificao e Assimilao ............................................. 30
3.2.2 Nitrificao ........................................................................ 30
3.2.3 Desnitrificao ................................................................... 34
3.3 Microbiologia em Lodos Ativados ........................................ 36
4 METODOLOGIA .......................................................................... 43
4.1 Local de Estudo ..................................................................... 43
4.2 Estao Compacta de Tratamento por Lodos Ativados ......... 45
4.3 Anlises e Instalaes Laboratoriais ...................................... 51
4.4 Clculos realizados ................................................................ 55
4.4.1 Vazo de Recirculao ...................................................... 55
4.4.2 ndice Volumtrico do Lodo .............................................. 56
4.4.3 Relao Alimento/Microrganismo (A/M) ......................... 56
4.4.4 Eficincia de remoo ....................................................... 57
4.4.5 Carga Orgnica Volumtrica ............................................. 57
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5 RESULTADOS E DISCUSSES ................................................. 59
5.1 Monitoramento da ETE Compacta ........................................ 59
5.1.1 Caracterizao Preliminar da ETE Compacta ................... 59
5.1.2 Caractersticas do Esgoto Bruto ........................................ 61
5.1.3 Comportamento do pH e da temperatura .......................... 61
5.1.4 Comportamento dos Slidos ............................................. 64
5.1.5 Comportamento da Matria Orgnica Carboncea e
Nitrogenada .................................................................................... 69
5.1.6 Microscopia ....................................................................... 73
5.2 Alternativas de Melhoria da ETE .......................................... 76
6 CONCLUSES ............................................................................. 79
7 RECOMENDAES .................................................................... 81
8 REFERNCIAS BIBLIOGRFICAS ........................................... 83
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NDICE DE FIGURAS
Figura 1 - Esquema bsico das unidades de sistema de lodos ativados . 25
Figura 2 - Transformao do nitrognio no processo biolgico de
tratamento. .............................................................................................. 29
Figura 3 Espcies de bactrias autotrficas capazes de oxidar amnia
e nitrito. .................................................................................................. 31
Figura 4 Amostra do licor misto do tanque de aerao com bactrias
livres e dispersas. .................................................................................... 38 Figura 5 Alguns microrganismos presentes em Lodos Ativados: a.
Monas spp. (400x); b. Arcella spp. (1000x); c. Paramecium spp. (200x);
d. Aspidisca spp. (200x); e. Opercularia spp.; f. Epistylis spp.; g.
Rotferos; h. Aelosoma spp. .................................................................... 41
Figura 6 Mapa do estado de Santa Catarina com a localizao do
municpio de Trs Barras........................................................................ 43 Figura 7 Foto area do alojamento. .................................................... 44
Figura 8 ETE compacta Tratamento Primrio e Secundrio. .......... 45
Figura 9 ETE compacta Tratamento Secundrio. ............................ 46
Figura 10 - Fluxograma do Sistema de Tratamento de Efluentes
instalado no alojamento. ......................................................................... 47
Figura 11 - Chegada do efluente bruto peneira esttica da ETE
compacta................................................................................................. 48 Figura 12 - Decantador secundrio (esquerda) e bombas de recirculao
do lodo (direita). ..................................................................................... 49
Figura 13 - Tanque para armazenamento do lodo excedente (esquerda) e
Filtro Prensa para desaguamento do lodo (direita). ................................ 50
Figura 14 - Calha Parshall na sada da estao de tratamento. .............. 50
Figura 15 - rea da Vala de Infiltrao. ................................................ 51
Figura 16 - Foto do Laboratrio Central na Fbrica de Papel de Trs
Barras. .................................................................................................... 52
Figura 17 Variao de pH na entrada e sada do sistema. .................. 63
Figura 18 Variao de temperatura na entrada e na sada do sistema. 63
Figura 19 Concentraes de Slidos Suspensos no Tanque de Aerao
e a proporo de SSV/SST. .................................................................... 66
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Figura 20 - Concentraes de Slidos Suspensos no Lodo de
Recirculao e a proporo de SSV/SST. .............................................. 66
Figura 21 - Comportamento do ndice Volumtrico do Lodo................ 67
Figura 22 - Valores de Slidos Sedimentveis em Cone de Imhoff por 1
hora na sada da ETE. ............................................................................ 68
Figura 23 Concentraes de DBO5,20C no afluente e efluente, com a
eficincia de remoo............................................................................. 71
Figura 24 - Concentraes de NH4+-N no afluente e efluente, com a
eficincia de remoo............................................................................. 71
Figura 25 - Lodo flotado no decantador secundrio (11 de Abril de
2012). ..................................................................................................... 72 Figura 26 Flocos de lodo ativado presentes no tanque de aerao
(100x). .................................................................................................... 74
Figura 27 a. Ciliado livre; b. Rotfero (400x); c. Ciliado livre; d.
Arcella sp.(400x). ................................................................................... 75
Figura 28 a. Vorticella spp. (ciliado fixo); b. Ciliado livre; c.
Aspidisca spp. (400x); d. Ciliado livre. .................................................. 76
Figura 29 - Desprendimento de lodo do fundo do decantador
secundrio. ............................................................................................. 77
Figura 30 Esquema de um sistema MLE (Modified Ludzack-Ettinger).
............................................................................................................... 78
17
NDICE DE TABELAS
Tabela 1 Idade do lodo mnima para a ocorrncia da nitrificao. ..... 33
Tabela 2 - Agrupamento de organismos de diversos gneros comumente
encontrados em Sistemas de Lodos Ativados......................................... 39
Tabela 3 Condies de desempenho num sistema operado por Lodos
Ativados de acordo com a predominncia da fauna microscpica. ........ 40
Tabela 4 - Rotina das anlises laboratoriais. .......................................... 53
Tabela 5 - Parmetros fsico-qumicos e tcnicas analticas utilizadas. . 54
Tabela 6 Vazo de recirculao do lodo de acordo com a razo de
recirculao. ........................................................................................... 60 Tabela 7 Caractersticas do esgoto bruto e cargas aplicadas. .............. 61
Tabela 8 Resultados de pH e temperatura obtidos em amostras de
afluente, tanque de aerao e efluente. ................................................... 62
Tabela 9 Concentraes de slidos suspensos no tanque de aerao e
na recirculao do lodo. .......................................................................... 65
Tabela 10 Eficincia de remoo de DBO5,20C e NH4+-N. ................. 70
Tabela 11 - Concentraes de nitrito e nitrato no afluente e no efluente
da ETE. ................................................................................................... 73
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1 INTRODUO
O controle ambiental uma grande preocupao governamental e dos
centros de pesquisa que estudam tecnologias adequadas para reverter a
tendncia degradao do meio ambiente. Junto com a conscientizao
da sociedade e a criao de legislaes ambientais mais restritivas, estes
fatores tendem a assegurar a no ocorrncia de prejuzos irreparveis e
garantir a melhoria da qualidade de vida das geraes atuais e futuras.
Segundo dados da Pesquisa Nacional de Saneamento Bsico,
realizado pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatstica (IBGE) em
2008, apenas 55,16% dos municpios brasileiros apresentavam servio
de esgotamento sanitrio com rede coletora de esgoto e 28,5% possuam
tratamento dos efluentes.
As atividades humanas so um dos fatores de principal causa de
lanamento inadequado de esgotos no tratados diretamente nos corpos
receptores, promovendo uma acelerada deteriorao da qualidade da
gua. Alm do material orgnico carbonceo, esses efluentes podem
conter concentraes de outros compostos que servem de nutrientes para
o crescimento de microrganismos, sendo capazes de ocasionar um efeito
poluidor ainda maior.
Elevadas concentraes de nitrognio e fsforo presentes nas
guas residurias, quando dispostos no ambiente aqutico sem
tratamento, provocam a degradao do corpo hdrico e podem acarretar
em um fenmeno denominado de eutrofizao. A eutrofizao tem como
consequncia o acentuado crescimento de algas, principalmente as
cianofceas; reduo dos teores de oxignio dissolvido;
comprometimento da esttica do meio; e problemas de transparncia,
gosto, odor e potabilidade das guas.
Diante do exposto e considerando os problemas que o lanamento
de efluentes sanitrios pode provocar no meio ambiente, fundamental o
desenvolvimento de pesquisas, monitoramentos e otimizao dos
parmetros operacionais de estaes de tratamento de efluentes de guas
residurias. Alm disso, de acordo com Sousa & Chernicharo (2005),
diante do perfil sanitrio e scio-econmico das comunidades brasileiras,
constata-se a necessidade por sistemas simplificados de coleta e
tratamento dos esgotos, com baixos custos de implantao e operao,
simplicidade operacional e sustentabilidade do sistema como um todo.
Os sistemas centralizados de tratamento de esgotos so
amplamente utilizados em grandes cidades e so normalmente
associados a uma elevada eficincia tecnolgica, com altos custos
empregados na concepo do sistema, principalmente no que se refere ao
20
transporte de efluentes. Estaes compactas so ideais para o
atendimento de pequenas comunidades e habitaes isoladas,
apresentando eficincia suficiente para cumprimento da legislao
vigente relacionada a baixo custo de investimento (PROSAB, 2009).
Nunes (2004) salienta que essas estaes compactas no precisam
ser necessariamente pr-fabricadas, elas podem tambm ser construdas
em alvenaria no local. O autor ressalta ainda que a principal vantagem
dos sistemas pr-fabricados a facilidade com que os mesmos podem
ser desmontados e relocados em outro local.
Na rea de tratamento de efluentes, os processos biolgicos que
utilizam microrganismos para remoo da matria orgnica e nutrientes
em geral, constituem uma alternativa mais econmica. Desta forma, os
processos biolgicos vm sofrendo inovaes no s nas variantes dos
processos existentes como tambm na amplitude de suas aplicaes.
Dentre os processos de tratamento biolgico, o sistema de Lodos
Ativados atualmente o mais utilizado, a nvel mundial, para a
depurao de efluentes sanitrios e industriais caracterizados por
contaminao de carga orgnica e/ou produtos nitrogenados, em
situaes em que necessria uma elevada qualidade do efluente e
reduzidos requisitos de rea (VON SPERLING, 2002).
O princpio do processo baseia-se na oxidao bioqumica para
remoo de compostos orgnicos e inorgnicos presentes no esgoto
bruto, mediada por uma populao microbiana diversificada e mantida
em suspenso num meio aerbio, que se utiliza do substrato presente no
efluente para se desenvolver. A eficincia do processo depende, dentre
outros fatores, da capacidade de floculao da biomassa ativa e da
composio dos flocos formados.
As unidades fundamentais que integram um sistema de lodos
ativados constituem-se basicamente de um tanque de aerao, de um
decantador secundrio e da recirculao do lodo. Podendo as variantes
do sistema serem adaptadas para incluir remoes biolgicas de
nitrognio e fsforo.
Sendo assim, o presente trabalho tem como objetivo principal
avaliar uma estao compacta, do tipo Lodo Ativado, utilizada para o
tratamento de esgoto sanitrio, instalada no alojamento de colaboradores
da indstria papeleira MWV Rigesa Celulose, Papel e Embalagens Ltda.,
no municpio de Trs Barras, Santa Catarina.
21
2 OBJETIVOS
2.1 Objetivo Geral
Estudar um sistema compacto do tipo Lodos Ativados utilizado no
tratamento de efluentes sanitrios provenientes de um alojamento de
colaboradores da empresa MWV Rigesa Celulose, Papel e Embalagens.
2.2 Objetivos Especficos
Avaliar o desempenho da ETE em operao a partir da caracterizao qumica, fsica e biolgica;
Propor alternativas de melhorias do sistema em questo.
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23
3 FUNDAMENTAO TERICA
3.1 Lodos Ativados
O sistema de tratamento de guas residurias pelo processo de Lodos
Ativados para despejos domsticos e industriais, corresponde a um dos
mtodos biolgicos mais eficientes na remediao de poluentes em
soluo. O sistema constitudo de um reator biolgico onde ocorrem as
reaes bioqumicas de remoo de matria orgnica e, em determinadas
condies, da matria nitrogenada.
Esse sistema biolgico de tratamento de efluentes utiliza
microrganismos na depurao da matria orgnica e de outros
componentes presentes nas guas residurias. um sistema amplamente
utilizado a nvel mundial por apresentar tima eficincia, maior
flexibilidade de operao e menor disponibilidade de rea para
implantao (VON SPERLING, 2002). No Brasil, as condies
climticas tropicais apresentam-se como vantagem na utilizao de
Lodos Ativados, por propiciar maior atividade microbiolgica no reator.
Entretanto, este processo apresenta nvel de mecanizao superior
ao de outros sistemas de tratamento de efluentes, implicando em maiores
consumos de energia e de custos, alm de cuidados mais detalhados
quanto ao correto manuseio da estao de tratamento.
Historicamente, o Sistema de Lodos Ativados teve sua origem na
Inglaterra por volta de 1914, quando Arden e Lockett estudaram o uso de
slidos floculados com a aerao do efluente, obtendo resultados
significativos. O nome Lodos Ativados foi assim chamado, pois os
estudiosos acreditavam que o lodo contido no efluente ativava-se e
adquiria a propriedade de estabilizar a matria orgnica. No ano
seguinte, na Inglaterra e nos Estados Unidos, duas estaes pilotos
entraram em operao, demonstrando que o processo operado de modo
contnuo era mais adequado (JEPPSON, 1996 apud LEVY, 2007). Em 1960, os Sistemas de Lodos Ativados foram adaptados para
remoo biolgica de nutrientes. De acordo com USEPA (2010),
Ludzack & Ettinger (1961) e Wuhrman (1964) aperfeioaram o modelo
introduzindo o processo de nitrificao e desnitrificao para a remoo
de nitrognio das guas residuais. O autor ainda cita os trabalhos de
Levin e Shapiro, que em 1965, pesquisaram a remoo biolgica de
fsforo, desenvolvendo um processo patenteado, conhecido como
PhoStrip.
24
Segundo Cervantes (2009), os sistemas de Lodos Ativados
adaptados para remoo de nitrognio foram rapidamente popularizados,
particularmente para pequenas e mdias estaes de tratamento, aps
percepo das vantagens operacionais e econmicas que o sistema
oferecia perante outros sistemas dimensionados para a remoo desse
nutriente.
Lodo Ativado, conforme Jordo & Pessa (2005), definido
como sendo o floco produzido num esgoto bruto ou decantado pelo crescimento de bactrias zooglias ou outros microrganismos, na
presena de oxignio dissolvido, e acumulado em concentrao suficiente graas ao retorno de outros flocos previamente formados.
A caracterstica principal deste sistema consiste na manuteno
deste lodo biolgico dito como ativo dentro do reator, a qual ser
responsvel pela relao apropriada entre a matria orgnica presente no
efluente e a massa de microrganismos no tanque de aerao. Esta massa
de microrganismos parte constituinte do floco biolgico, que
produzido pelo crescimento e agrupamento destes sob condies
aerbias (HORAN, 1990 apud MEDEIROS, 2005).
As unidades fundamentais que integram um sistema de lodos
ativados constituem-se basicamente de um tanque de aerao, de um
decantador secundrio e da recirculao do lodo, como demonstrado na
Figura 1.
no tanque de aerao que a gua residuria proveniente de um
tratamento preliminar e/ou primrio ser estabilizada biologicamente por
uma massa de microrganismos sob constante aerao mecanizada,
formando os flocos biolgicos. A corrente de sada do tanque de aerao
direcionada para o decantador secundrio, que responsvel pela
separao slido-lquido, permitindo que o sobrenadante saia clarificado,
enquanto parte do lodo biolgico retorna do decantador secundrio ao
tanque de aerao por bombeamento, constituindo o chamado lodo de
retorno. Uma parcela menor dos slidos sedimentados, o lodo excedente,
retirada do fundo do decantador, tratada e disposta corretamente no
ambiente (VON SPERLING, 2002).
25
Figura 1 - Esquema bsico das unidades de sistema de lodos ativados
Fonte: Beranger, 2009.
A recirculao interna dos flocos biolgicos garante a elevada
eficincia do processo, pois com a maior permanncia dos
microrganismos no sistema, a biomassa tem tempo suficiente para
metabolizar praticamente toda a matria orgnica dos esgotos (VON
SPERLING, 2002).
Como descrito por Jordo & Pessa (2005), a biomassa
recirculada formada principalmente por bactrias, fungos, protozorios,
rotferos e nematdeos. As bactrias so os microrganismos de maior
importncia, por serem responsveis pela estabilizao da matria
orgnica e pela formao dos flocos, atravs da converso da matria
orgnica biodegradvel em novo material celular, CO2 e gua, e outros
produtos inertes.
Os fungos so elementos indesejveis ao tratamento, pois
dificultam a boa formao do floco, tendo, em geral, forma filamentosa.
J os protozorios no contribuem diretamente para a estabilizao da
matria orgnica, assim como os rotferos (JENKINS et al., 1993). Atravs do processo de Lodos Ativados, possvel obter um
efluente com baixa concentrao de matria orgnica, alcanando
eficincia de reduo da DBO entre 85 e 95%, para o sistema
convencional, e entre 93 e 98%, para o sistema de aerao prolongada
(VON SPERLING, 2002).
26
O desempenho do processo de lodos ativados est diretamente
relacionado aos fatores que influenciam no crescimento da microfauna,
que compem seu lodo. Segundo Gerardi (1986), esses fatores podem
ser nutricionais, fsicos ou qumicos. Ainda de acordo com o autor, os
fatores nutricionais de grande relevncia incluem a variabilidade de
substrato e nutrientes (alimento), estando assim relacionados s
caractersticas do efluente a ser tratado. J os fatores fsicos incluem pH,
alcalinidade, temperatura e disponibilidade de oxignio, estando
relacionados no s as caractersticas do efluente a ser tratado, como
tambm ao clima e ao prprio sistema de aerao, responsvel pela
disponibilizao de oxignio ao reator. Outro fator que influencia no
crescimento da microfauna do lodo ativado e, consequentemente, na
estabilidade do processo, a presena de substncias inibidoras no
efluente a ser tratado alm de seu grau de toxicidade.
Como exemplifica Von Sperling (2002), os processos de lodos
ativados podem ser classificados em diversas variantes, como por
exemplo, quanto idade do lodo, quanto ao fluxo, e quanto ao afluente
etapa biolgica do sistema. J de acordo com USEPA (1993), os
processos de lodos ativados podem tambm ser divididos pelas
sequncias dos estgios anxicos e aerbios, e pelo mtodo de aerao.
Em relao idade do lodo (tempo de reteno dos slidos), o
sistema pode ser classificado em lodos ativados convencional e lodos
ativados por aerao prolongada. Vale ressaltar, que essas duas variantes
se aplicam tanto para sistemas de fluxo contnuo quanto para sistemas de
fluxo intermitente ou batelada (VON SPERLING, 2002).
3.1.1 Lodos Ativados do Tipo Convencional
Segundo Von Sperling (2002), neste tipo de processo, parte da matria
orgnica em suspenso forma o lodo primrio, originado do processo de
sedimentao, que removida antes da etapa de aerao no reator. No
sistema convencional, a idade do lodo da ordem de 4 a 10 dias e o
tempo de deteno hidrulica no reator da ordem de 6 a 8 horas. Por ter
uma idade de lodo baixa, a biomassa retirada do sistema requer um
tratamento de estabilizao por ainda conter muita matria orgnica.
Essa estabilizao ocorre nos digestores primrios e secundrios, aps
ser submetido a uma etapa de adensamento, para retirar parte da umidade
(VON SPERLING, 2002).
A vantagem de possuir uma etapa primria de remoo da matria
orgnica est associada a menor disponibilidade de oxignio dissolvido
27
no reator, reduzindo custos de consumo de energia com a aerao e
diminuindo o volume do reator biolgico.
3.1.2 Lodos Ativados do Tipo Aerao Prolongada
Nos reatores de aerao prolongada, a idade do lodo controlada entre
18 a 20 dias, podendo chegar a 30 dias em certos casos, fazendo com que
a biomassa permanea no sistema por um perodo mais longo,
aumentando a quantidade de microrganismo no reator. Com isso a
relao alimento/microrganismos menor do que no processo
convencional (VAN HAANDEL & MARAIS, 1999), assim, a respirao
endgena exercida tende a ser maior, pois as bactrias, para
sobreviverem, passam a utilizar nos seus processos metablicos a prpria
matria orgnica componente de suas clulas, convertendo-a em gs
carbnico e gua. Logo, a estabilizao do lodo em excesso ocorre
dentro do tanque de aerao, estando o mesmo pronto para destinao
final aps desaguamento, evitando a etapa complementar de tratamento
do lodo como nos processos de lodos ativados convencional.
Como o processo de estabilizao do lodo ocorre dentro do
prprio sistema e a fim de evitar a gerao de alguma outra forma de
lodo que necessite posterior estabilizao, neste tipo de processo no se
faz necessrio a utilizao de um decantador primrio,
consequentemente no h unidades de digesto de lodo, simplificando o
fluxograma do processo (VON SPERLING, 2002).
O processo de lodos ativados por aerao prolongada
recomendado para que se tenha a promoo satisfatria da nitrificao,
visto que as bactrias nitrificantes so de crescimento lento em
comparao com as bactrias heterotrficas que oxidam a matria
orgnica.
Alm disso, o sistema de aerao prolongada a variante de lodos
ativados mais eficiente na remoo de DBO, embora exija maior rea
para construo e tenha maior consumo de energia eltrica, quando
comparado ao processo convencional. Segundo Alm Sobrinho (1983), a
eficincia do processo em termos de remoo de DBO de 90 a 98% e a
nitrificao quase que total.
3.2 Remoo Biolgica de Nitrognio
O nitrognio encontrado em diversas formas em meio aquoso devido
aos vrios nmeros de oxidao que pode assumir, como: nitrognio
28
molecular ou gasoso (N2), escapando para a atmosfera; nitrognio
orgnico (dissolvido e em suspenso); nitrognio inorgnico,
representado pela amnia tanto na forma livre (NH3) quanto na ionizada
(NH4+); nitrato (NO3
-) e nitrito (NO2
-) (SEDLAK, 1991).
Ainda de acordo com Sedlak (1991), em esgotos sanitrios recm-
coletados o nitrognio encontrado predominantemente na forma
orgnica, correspondendo a 60% e 40% de N-amoniacal, que
transformado por meio da decomposio da matria orgnica contendo
protenas e na hidrlise da ureia.
Para a remoo de nitrognio de efluentes domsticos tm-se os
processos fsico-qumicos e os processos biolgicos. Em geral os
processos fsico-qumicos exigem maior manuteno e podem causar
impactos ambientais considerveis tais como a liberao de amnia no
processo de stripping, produo de grande quantidade de lodo, alm do
custo com produtos qumicos. Desta forma os processos biolgicos tm
sido a melhor alternativa, enquanto os fsico-qumicos so usados
somente para o polimento de efluente de sistemas biolgicos (SEDLAK,
1991).
Para os processos biolgicos so utilizadas as transformaes que
ocorrem com o nitrognio na natureza, partindo principalmente do N-
amoniacal at a liberao do nitrognio gasoso. As transformaes que
podem ocorrer no sistema biolgico de tratamento para remoo de
nitrognio so mostradas na Figura 2.
As principais etapas no processo biolgico de remoo de
nitrognio nos sistemas de tratamento de esgoto domstico so: a
amonificao, a assimilao, a nitrificao (nitritao e nitratao) e a
desnitrificao. Nestes sistemas, o nitrognio pode ser removido de 15 a
30% pela etapa de assimilao. Entretanto, somente com a etapa de
desnitrificao possvel alcanar um elevado nvel de remoo de
nitrognio e uma baixa concentrao de nitrognio inorgnico no
efluente (USEPA, 2010).
29
Figura 2 - Transformao do nitrognio no processo biolgico de tratamento.
Fonte: Adaptado de Metcalf & Eddy (2003).
Segundo Da Rocha (2003), no processo de remoo biolgica de
nitrognio, a etapa de nitrificao responsvel pela oxidao biolgica
da amnia a nitrato, com a utilizao do oxignio molecular presente
como agente oxidante, enquanto na desnitrificao se desenvolve a
reduo biolgica do nitrato a nitrognio molecular utilizando-se
material orgnico como redutor.
Em pases tropicais as elevadas temperaturas favorecem o
desenvolvimento de bactrias nitrificantes, sendo este, o caso do Brasil,
no entanto a maioria das estaes de tratamento desenvolvidas no
projetada para que este processo de nitrificao ocorra.
30
3.2.1 Amonificao e Assimilao
A amonificao pode ocorrer na prpria rede coletora de esgoto, em
sistemas com tratamento primrio, ou em reatores anaerbios, nos quais
a grande maioria dos compostos nitrogenados presentes no esgoto
convertida a NH3 e NH4+ (SILVA FILHO, 2009).
Durante este fenmeno, na etapa de remoo do nitrognio
presente nas guas residurias, a parte nitrogenada orgnica
transformada em nitrognio amoniacal atravs da decomposio
bacteriana de protenas e hidrlise da ureia, com um pouco de
crescimento bacteriano. Segundo Sedlak (1991), como o nitrognio
constitui aproximadamente 13% do peso seco das clulas, parte do
nitrognio amoniacal ser assimilada nas novas clulas formadas, como
demonstra van Haandel & Marais (1999) na equao abaixo:
(Equao 1)
Onde R um radical orgnico.
3.2.2 Nitrificao
Um importante processo de oxidao no tratamento de esgotos o
referente s formas nitrogenadas. A nitrificao a oxidao biolgica
do nitrognio amoniacal para nitrato, com a formao de nitrito como
produto intermedirio, via microrganismos auttrofos
quimiossintetizantes (ou quimioauttrofos), para os quais o gs
carbnico a principal fonte de carbono para sntese de novas clulas, e
a energia obtida atravs da oxidao de um substrato inorgnico de
nitrognio, derivado do on amnio (NH4+) e nitrito (NO2
-) (VON
SPERLING, 2002).
A nitrificao um processo que ocorre em duas fases e envolve
dois grupos de microorganismos, Nitrosomonas e Nitrobacter. Na
primeira fase, conhecida como nitritao, a amnia convertida a nitrito;
e na segunda fase, a nitratao, o nitrito convertido a nitrato. A Figura
31
3 apresenta algumas espcies de bactrias vlidas para as etapas de
nitritao, no grupo da esquerda, e nitratao, grupo da direita:
Figura 3 Espcies de bactrias autotrficas capazes de oxidar amnia e nitrito.
Fonte: Adaptado de Vanparys (2006) apud Silva Filho (2009).
Na nitritao, a reao catalisada pelas bactrias oxidadoras de
amnia, como as do gnero Nitrossomonas. Na nitratao a reao ocorre com a atuao das bactrias oxidadoras de nitrito, como as do
gnero Nitrobacter. Estas reaes so apresentadas nas Equaes 2 e 3, respectivamente, segundo Metcalf & Eddy (2003).
(Equao 2)
32
(Equao 3)
Sendo que a reao global da etapa de nitrificao a soma das
equaes acima, expressa pela Equao 4.
(Equao 4)
Segundo Von Sperling (2005), em estaes de tratamento de
efluentes domsticos projetadas para a remoo de nitrognio, deve-se
haver um cuidado especial com a idade do lodo (C), pois as bactrias
autotrficas do gnero Nitrossomonas possuem taxa de crescimento
bacteriano lento, inferior taxa de crescimento dos microrganismos
heterotrficos responsveis pela estabilizao da matria orgnica, por
isso este controle se faz necessrio, para evitar que as bactrias sejam
lavadas do sistema antes de seu desenvolvimento.
Para garantir a nitrificao, o mesmo autor apresenta a Tabela 1
com indicaes de valores de idade de lodo mnima para a nitrificao,
em funo da temperatura do lquido no reator.
Essas baixas velocidades de crescimento celular pelos
microrganismos nitrificantes chegam a ser uma problemtica tambm
pela pouca biomassa produzida, o que contribui para o aumento da
sensibilidade do processo (SORIA & CHAVARRIA, 1978; HNEL,
1988 apud BASSIN, 2008).
33
Tabela 1 Idade do lodo mnima para a ocorrncia da nitrificao.
Temperatura do
lquido no reator
(C)
c para nitrificao completa
(dias)
5 12
10 9,5
15 6,5
20 3,5
Fonte: Arceivala (1981) apud Von Sperling (2002).
Henze et al. (1997) propuseram as seguintes reaes (Equaes 5
e 6) para as duas etapas da nitrificao, em termos de crescimento
celular, onde possvel perceber que alguns ons amnio so assimilados
pelas clulas.
(Equao 5)
(Equao 6)
Reao global:
(Equao 7)
Assim, como descrito por Henze et al. (1997), as bactrias Nitrobacter crescem a uma velocidade duas vezes maior,
aproximadamente, do que as do gnero Nitrossomonas, concluindo-se,
34
desta forma, que o passo limitante do processo de nitrificao a
transformao do on amnio a nitrito.
As bactrias nitrificantes so bastante sensveis a fatores
ambientais e operacionais que podem influenciar diretamente em seu
metabolismo de forma a interferir no seu crescimento. Dentro os fatores
que afetam a nitrificao podem ser destacados a temperatura, a
concentrao de oxignio dissolvido, o pH e a presena de substncias
txicas ou inibidoras.
A temperatura um fator de grande influncia sobre o
crescimento bacteriano por estar associada velocidade das reaes
metablicas dos microrganismos, e para a operao do sistema, este
um parmetro difcil de ser controlado. Segundo von Sperling (2002) a
nitrificao pode ocorrer numa faixa de temperatura entre 5 a 50 C, com
valor timo na ordem de 25 a 36 C. E como verificado por van Haandel
& Marais (1999), a taxa de crescimento das bactrias nitrificantes dobra
quando a temperatura aumenta em 6 a 7 C.
Para a ocorrncia da oxidao da amnia e do nitrito
indispensvel a presena de oxignio dissolvido no reator, com uma
variao que compreende uma faixa de concentrao de 0,2 a 2,0
mgL-1
. Barnes & Bliss (1983) apud von Sperling (2002) indicam que a concentrao crtica de OD encontra-se em torno de 0,2 mgL
-1,
enquanto van Haandel & Marais (1999) recomendam uma concentrao
mnima de 2,0 mgL-1
a fim de garantir uma eficiente transferncia de
oxignio para o interior do floco biolgico. Para Metcalf & Eddy (2003),
baixas concentraes de OD tem um efeito inibidor maior nas
Nitrobacter do que nas Nitrosomonas, o que pode levar a um aumento da concentrao de nitrito no efluente.
Com a nitrificao, o valor do pH tende a diminuir uma vez que
consumida alcalinidade do meio, logo, segundo van Haandel & Marais
(1999) a taxa de crescimento das bactrias permanece constante na faixa
de pH entre 7 e 8,5. E de acordo com Downing (1978) apud von
Sperling (2002), a taxa de nitrificao tima se encontra com pH entre
7,2 e 8,0.
3.2.3 Desnitrificao
Quando, em guas residuais, o oxignio molecular um fator limitante
para a realizao da respirao aerbia dos microrganismos e h a
presena de formas ionizadas de nitrognio, diz-se que o ambiente
tornou-se anxico. De acordo com Metcalf & Eddy (2003), o termo
35
anxico refere-se a uma via metablica oxidativa sem utilizao do
oxignio. E neste meio anxico que promovido o processo da
desnitrificao, quando o nitrito e o nitrato passam a ser utilizados como
aceptores de eltrons aps a ausncia do oxignio (VAZOLLER, 2001).
Segundo Metcalf & Eddy (2003), a desnitrificao a reduo
dos nitratos, gerados no processo de nitrificao, a xido ntrico (NO),
xido nitroso (N2O) e nitrognio gasoso (N2), com sua liberao para
atmosfera. Nas duas primeiras etapas h a participao de uma enzima
redutase especfica para cada transformao, a nitrato redutase e nitrito
redutase, respectivamente (SOUSA & FORESTI, 1999). A Equao 8
indica esta reduo do nitrato.
(Equao 8)
A desnitrificao realizada por microrganismos heterotrficos,
sendo ditos facultativos, pois em ambiente aerbio utilizam o oxignio
como aceptor final de eltrons e em ambiente anxico, utilizam o nitrato,
sempre consumindo a matria orgnica e convertendo-a em CO2 e H2O.
E ao ser utilizado o nitrato nesta cadeia transportadora de eltrons,
ocorre uma menor formao de quantidade de energia (ATP) se
comparado com a utilizao do oxignio (USEPA, 1993).
Metcalf & Eddy (2003) apresentam, como exemplos de
microrganismos heterotrficos, as seguintes bactrias desnitrificantes:
Achromobacter, Aerobacter, Alcaligenes, Bacillus, Brevibacterium,
Flavobacterium, Lactobacillus, Micrococcus, Proteus, Pseudomonas e
Spirillum. Assim, a desnitrificao pode diminuir o consumo de O2 para a
remoo de matria orgnica, devido liberao do mesmo pela reduo
do nitrato, alm de devolver parte da alcalinidade do sistema que venha a
ser consumida pelo processo de nitrificao. De acordo com van
Haandel et al. (1981), a diminuio do consumo de oxignio na
desnitrificao torna-o mais disponvel para sua utilizao na
nitrificao, podendo ser alcanado uma economia terica de at 62,5%.
Para que ocorra a etapa de desnitrificao num sistema,
necessrio que haja uma fonte de carbono como doador de eltrons para
o metabolismo dos organismos heterotrficos. Como exemplifica
Metcalf & Eddy (2003), esta fonte de carbono pode ser obtida da matria
36
orgnica presente no prprio efluente domstico, dos compostos
orgnicos solveis decorrentes do processo de endogenia e dos produtos
de reserva dos microrganismos. Podem ser utilizados tambm, fontes
externas de carbono de origem qumica, como o metanol e o etanol, o
lodo biolgico de uma estao de tratamento de efluentes e resduos da
agricultura.
Von Sperling (2002) descreve a reao de desnitrificao para o
carbono orgnico como mostra a Equao 9 abaixo:
(Equao 9)
Segundo Sedlak (1991) e Von Sperling (1996) a taxa de
desnitrificao influenciada pela natureza e concentrao da matria
carboncea, temperatura, pH e pela presena de oxignio dissolvido e de
substncias txicas.
A temperatura influencia diretamente o crescimento das bactrias,
sendo que a desnitrificao pode ocorrer na faixa ampla de 0 a 50 C.
Entretanto, a condio mais favorvel de temperatura seria de cerca de
35 C (SOUSA & FORESTI, 1999).
O pH ideal prximo a neutralidade devendo-se evitar valores
inferiores a 6 e superiores a 9, pois diminuem a velocidade de
desnitrificao. Para valores de pH abaixo de 7, a produo de xidos de
nitrognio dotados de alta toxicidade mais acentuada, e caso haja a
presena de nitrito sob estas condies de pH, concentraes elevadas de
cido nitroso podem estar presentes (SOUSA & FORESTI, 1999). Para
Metcalf & Eddy (2003), a faixa tima do pH compreendia entre 6,5 e
8,0, enquanto que para Arceivala (1981) apud Von Sperling (2002)
apresenta valores na faixa de 7,5 a 9,2.
Segundo Sousa & Foresti (1999), uma concentrao de oxignio
dissolvido acima das condies anxicas tem a capacidade de inibir tanto
a atividade como a sntese de enzimas desnitrificantes. Para se ter uma
ideia, concentraes de OD acima de 1 mgL-1
j interferem na atividade
desnitrificante.
3.3 Microbiologia em Lodos Ativados
37
Em um sistema de Lodos Ativados, os flocos so formados por dois
tipos de componentes: os biolgicos, que consistem de uma variedade de
bactrias, fungos, protozorios e alguns metazorios, e os no
biolgicos, formados por partculas orgnicas e inorgnicas (JENKINS
et al., 1993). Os componentes biolgicos so representados por
decompositores (bactrias e fungos) que utilizam a matria orgnica
dissolvida no esgoto, e pelos consumidores (flagelados, ciliados,
rizpodes e pequenos metazorios) que se alimentam de bactrias
dispersas e outros organismos (MADONI, 1994).
Segundo Curds (1969) apud Medeiros (2005) a funcionalidade dos microrganismos no processo de lodos ativados est relacionado a sua
capacidade de assimilar matria orgnica, fungos e bactrias. Por serem
extremamente sensveis s alteraes no processo, os componentes da
microfauna alternam-se no sistema em resposta s mudanas nas
condies fsico-qumicas e ambientais. Desse modo, a composio da
microfauna do lodo ativado revela tendncias do processo, quanto a
eficincia na remoo de DBO, de slidos suspensos, das condies de
sedimentao do lodo, do nvel de aerao empregado no sistema, da
presena de compostos txicos, tais como metais pesados e amnia, alm
de poder indicar a ocorrncia de sobrecargas orgnicas e de nitrificao
(GERARDI, 1986).
As bactrias so consideradas a base do floco de lodo ativado.
Segundo Jenkins et al. (1993), para que o sistema alcance uma boa qualidade do clarificado final, a quantidade de bactrias dispersas no
tanque de aerao deve ser baixa, pois do contrrio, produzir um
efluente com alta turbidez. A Figura 4 evidencia uma amostra
microscpica de um efluente com alta concentrao de bactrias livres e
dispersas.
38
Figura 4 Amostra do licor misto do tanque de aerao com bactrias livres e
dispersas.
Fonte: Jenkins et al., 1993.
A composio da comunidade bacteriana depende da qualidade do
substrato e das condies ambientais do tanque de aerao. As bactrias
filamentosas, por exemplo, so predominantes em sistemas com escassez
de nutrientes, baixa concentrao de OD, baixa carga orgnica, elevada
concentrao de compostos de baixa massa molar, presena de
compostos reduzidos de enxofre, baixo pH, dentre outros (JENKINS et
al., 1993). Os fungos so pouco encontrados em lodos ativados, ocorrendo
em situaes usualmente no encontradas neste tipo de sistema, tais
como, pH baixo e efluente deficiente em nitrognio. A predominncia
destes organismos pode causar intumescimento do lodo e dificultar a
separao do lquido no decantador secundrio (CETESB, 1985).
Os organismos mais desenvolvidos so caracterizados por
atuarem como polidores do efluente, consumindo bactrias dispersas que
no floculam e flocos biolgicos de partculas que no sedimentam, cuja
presena um indicativo das condies de depurao do sistema
(CETESB, 1997; GAUTHIER, 2000). Eles so classificados de acordo
com a Tabela 2 e so associados a condies de desempenho, como
mostrado na Tabela 3.
39
Tabela 2 - Agrupamento de organismos de diversos gneros comumente
encontrados em Sistemas de Lodos Ativados.
Fonte: CETESB, 1985.
40
Tabela 3 Condies de desempenho num sistema operado por Lodos Ativados
de acordo com a predominncia da fauna microscpica.
Fonte: VAZOLLR et al., 1997, CORDI et al., 2007 apud CORDI et al., 2008.
Na Figura 5 possvel visualizar alguns desses organismos
presentes na biomassa do reator biolgico de Sistemas de Lodos
Ativados.
41
Figura 5 Alguns microrganismos presentes em Lodos Ativados: a. Monas spp.
(400x); b. Arcella spp. (1000x); c. Paramecium spp. (200x); d. Aspidisca spp.
(200x); e. Opercularia spp.; f. Epistylis spp.; g. Rotferos; h. Aelosoma spp. Fonte: JENKINS et al., 1993.
42
43
4 METODOLOGIA
4.1 Local de Estudo
A Estao Compacta de Tratamento de Efluentes Sanitrios, objeto de
estudo deste trabalho, pertence empresa corporativa MWV Rigesa
Fbrica de Celulose, Papel e Embalagens, a qual se encontra localizada
no planalto norte do Estado de Santa Catarina, no municpio de Trs
Barras (Figura 6).
Figura 6 Mapa do estado de Santa Catarina com a localizao do municpio de
Trs Barras.
Fonte: Wikimedia Commons, 2012.
A Rigesa Celulose, Papel e Embalagens Ltda. pertence ao grupo
norte americano Mead Westvaco, e a Fbrica de Papel de Trs Barras
uma unidade do grupo, no Brasil, produtora de celulose e papel kraft,
existindo ainda outras unidades que produzem papel reciclado e
embalagens a partir destas matrias primas bsicas.
No momento, a unidade de Trs Barras est em fase de ampliao,
para que a capacidade de produo de papel seja duplicada com a
instalao de uma nova mquina de papel. Com investimentos de
aproximadamente 800 milhes de reais, a obra de expanso,
atualmente, um dos maiores empreendimentos privados de Santa
Catarina, gerando aproximadamente 2.500 vagas de empregos diretos e
indiretos, a maioria para a fase da construo civil.
44
Para suprir a demanda de trabalho, foi construdo um alojamento
na Fazenda Becker, de propriedade da Rigesa, com toda infraestrutura
necessria para alojar um total de 900 trabalhadores, ocupando uma rea
com cerca de 100.000 m, constitudos de dez blocos com 20 quartos
cada. O local conta ainda com:
Estacionamento com capacidade para 20 veculos coletivos (nibus) e 20 veculos leves;
Edifcio Central de Servios com portaria, administrao, sala de apoio para segurana patrimonial, ambulatrio mdico,
almoxarifado, manuteno predial, vestirios, refeitrio;
Centro social e de entretenimento, pista de caminhada e corrida e trs quadras poliesportivas;
Depsito intermedirio de resduos slidos e coleta seletiva,
Unidade de Tratamento de gua para a captao de poo artesiano;
Estao de Tratamento de Efluentes sanitrios;
Gerador de energia.
Na Figura 7 possvel visualizar uma foto area da rea de
estudo.
Figura 7 Foto area do alojamento.
Fonte: Rigesa, 2012.
45
4.2 Estao Compacta de Tratamento por Lodos Ativados
A ETE compacta, pr-fabricada, apresentava formato retangular e foi
construda em ao SAE 1020, onde recebeu uma pintura protetora
anticorrosiva. Possua uma altura total de 3 metros com largura de 2,55
metros e comprimento igual a 11 metros, divididos em trs
compartimentos internos, onde funcionava o tratamento secundrio.
Segundo especificaes do fabricante, o equipamento pode atingir uma
eficincia de remoo de carga contaminante superior a 90%, e foi
dimensionado para tratar uma capacidade mxima de 4,5 mh-1
,
atendendo uma populao de 900 pessoas.
Esta ETE pode ser utilizada no tratamento de efluentes sanitrios
de pequenos condomnios, hotis, escritrios, dentre outras aplicaes,
sendo possvel tambm a utilizao no tratamento de efluentes
industriais de fcil degradao.
A estao foi instalada em setembro de 2011 no alojamento
pertencente ao grupo MWV Rigesa e pode visualizada nas Figuras 8 e 9.
Figura 8 ETE compacta Tratamento Primrio e Secundrio.
46
Figura 9 ETE compacta Tratamento Secundrio.
O sistema completo de tratamento era constitudo das seguintes
etapas: tratamento preliminar, tratamento secundrio, recirculao do
lodo, vala de infiltrao e destinao final do lodo, conforme
apresentado na Figura 10.
O efluente gerado nos banheiros coletivos de cada bloco do
alojamento e do refeitrio chegava at a ETE compacta por gravidade e
seguia para tratamento preliminar. Os slidos grosseiros eram retidos nas
duas grades instaladas na entrada da estao e a areia carreada era
removida no desarenador locado logo aps as grades.
O gradeamento teve por objetivo reter os slidos grosseiros, para
que estes materiais no obstrussem as tubulaes subsequentes, no
danificassem equipamentos e no acumulassem no reator aerbio. A
caixa de areia ou desarenador teve a funcionalidade de reter slidos de
menores dimenses, como a prpria areia, evitando atingir o tanque de
aerao e prejudicando o funcionamento do mesmo.
47
Figura 10 - Fluxograma do Sistema de Tratamento de Efluentes instalado no alojamento.
A limpeza, nessa etapa do sistema, era feita diariamente de forma
manual com o auxlio de rastelo e p. Os resduos gerados eram
dispostos em caambas estacionrias as quais eram retiradas por empresa
terceirizada, contratada pela Rigesa, que encaminhava o material para
disposio final em Aterro Industrial Classe IIA.
Aps estas etapas, o efluente bruto era acumulado em um poo de
suco, de onde era ento bombeado para a ETE compacta propriamente
dita, por onde passava por mais um processo de tratamento prvio, a
peneira rotativa.
A bomba de recalque (marca ABS), do tipo submersvel com
rotor triturante, foi dimensionada para uma vazo de 4,6 mh-1
e altura
manomtrica de 8 mca.
A peneira rotativa tinha a funo de remover slidos mais finos
que chegavam com o efluente, como cabelo, cotonete, e pequenos
objetos. O material retido na malha de ao inoxidvel com espessura de
1,5 milmetros, protegido por caixa retangular em ao carbono, era
48
varrido para uma calha coletora instalada no final da peneira,
direcionando os materiais para um tanque coletor de resduos. Aps o
acmulo de certa quantidade de slidos, estes tambm eram coletados e
enviados para aterro.
A Figura 11 mostra a chegada do efluente bruto peneira rotativa,
de onde se inicia o tratamento secundrio.
Figura 11 - Chegada do efluente bruto peneira esttica da ETE compacta.
Em continuidade ao tratamento, aps o peneiramento o efluente
era encaminhado para o primeiro reator, composto por um tanque
anxico com volume igual a 5 m. Esta cmara foi dimensionada para
obteno de condies anxicas onde o efluente bruto e o lodo
recirculado chegavam ao reator, passando antes por medidores de vazo
do tipo calha Parshall distintos, e se misturavam visando promover
reaes de desnitrificao, com a converso de nitrato a nitrognio
gasoso.
O efluente seguia ento para o tanque de aerao, com um volume
til de 63 m, onde ocorreriam as reaes bioqumicas de degradao da
matria carboncea. A aerao foi realizada por insuflao de ar atravs
de domos difusores de ar de bolhas finas fixados no fundo do reator,
49
tendo os sopradores instalados em rea coberta prpria para a operao
do complexo da ETE.
O modelo dos domos difusores utilizado foram o OXYFLEX MF
650 com membrana de borracha EPDM de alta resistncia, com
capacidade de aerao entre 2 e 12 mh-1
, transferindo 8,0 kg de
O2kWh-1
. Os domos garantiam o fornecimento de oxignio na
quantidade necessria para a atividade biolgica dos microrganismos na
remoo do substrato e no processo de nitrificao.
Aps o tempo de deteno necessrio para as reaes bioqumicas
dentro do reator aerado, o efluente seguia para o decantador secundrio
(Figura 12), de formato retangular e fundo inclinado, com capacidade
volumtrica de 15 m. Nesta etapa a separao da fase slida-lquida,
permitindo que o efluente saia com boa qualidade ao final do processo e
que os slidos sedimentados no fundo do reator retornem ao sistema,
garantindo uma quantidade suficiente de microrganismos no processo.
Figura 12 - Decantador secundrio (esquerda) e bombas de recirculao do lodo
(direita).
O lodo retirado no fundo do tanque por tubulao de 50 mm era
bombeado para a cmara anxica. As bombas de recirculao
funcionavam 24 horas por dia, e a parte excedente de lodo era
encaminhada para um tanque de armazenamento, atravs de manobras
manuais, onde recebia um aditivo de cal para ento ser prensado no filtro
prensa da marca Andritz, localizado na casa de operao. Os
50
equipamentos envolvidos na etapa de desaguamento do lodo excedente
podem ser visualizados na Figura 13.
Figura 13 - Tanque para armazenamento do lodo excedente (esquerda) e Filtro
Prensa para desaguamento do lodo (direita).
O clarificado passava ainda por um medidor de vazo do tipo
calha parshall (Figura 14) e por desinfeco com pastilhas de cloro antes
de seguir por gravidade para vala de infiltrao para percolao no solo
(Figura 15). A massa de lodo formada no filtro prensa seguia para
destinao final em Aterro Classe IIA.
Figura 14 - Calha Parshall na sada da estao de tratamento.
51
Figura 15 - rea da Vala de Infiltrao.
4.3 Anlises e Instalaes Laboratoriais
Para o controle e monitoramento das amostras coletadas em pontos pr-
determinados da ETE foram definidas algumas anlises especficas, de
acordo com o ponto de coleta.
Durante todo o perodo experimental, algumas variveis mais
importantes foram determinadas mais frequentemente em detrimento de
outras, sendo que algumas dessas variveis somente foram quantificadas
esporadicamente.
As determinaes analticas de variveis fsico-qumicos foram
realizadas de acordo com o Standart Methods for the examination of
water and wastewater (APHA, 1992).
Os pontos de coleta das amostras para anlise foram definidos
como:
Ponto 01 Entrada na ETE (esgoto bruto)
Ponto 02 Tanque Anxico
Ponto 03 - Tanque de Aerao
Ponto 04 - Sada do Decantador Secundrio
Ponto 05 - Lodo Recirculado
As amostras analisadas em laboratrio foram coletadas em
recipientes de plstico de polipropileno prprios, guardados em caixa de
52
isopor para preservao e levados at o local onde eram feitas as
anlises.
Algumas variveis foram observadas e realizadas in loco, como vazo, pH, temperatura e slidos sedimentveis em cone de Imhoff. As
anlises laboratoriais foram realizadas no Laboratrio da Estao de
Tratamento de Efluentes Industriais (ETEI) e no Laboratrio Central da
Fbrica de Papel de Trs Barras (FPTB). As variveis analisados foram:
Demanda Bioqumica de Oxignio (DBO5, 20C); ndice Volumtrico de
Lodo (IVL); nitrognio amoniacal (NH4+-N); nitrito (NO2
--N); nitrato
(NO3--N); srie de slidos, sendo slidos suspensos totais (SST), slidos
suspensos fixos (SSF) e slidos suspensos volteis (SSV). importante
salientar que no foi possvel monitorar a concentrao de oxignio
dissolvido no sistema, pois a sonda disponvel encontrava-se danificada.
As anlises biolgicas, para o controle microbiolgico em
microscpio, foram efetuadas no Laboratrio Central da FPTB (Figura
16).
Figura 16 - Foto do Laboratrio Central na Fbrica de Papel de Trs Barras.
A rotina das anlises foi definida de acordo com bibliografia e
pode ser verificada na Tabela 4. Na Tabela 5 esto apresentados as
variveis fsico-qumicas e biolgicas e as tcnicas analticas
empregadas.
53
Tabela 4 - Rotina das anlises laboratoriais.
Variveis Efluente
Bruto(1)
Sada
Tanque
Anxico
Tanque de
Aerao
Sada do
Decantador
Lodo
Recirculado Frequncia
DBO5 X X quinzenal
SST X X X quinzenal
SSV X X X quinzenal
SSF X X X quinzenal
Amnia X X X X mensal
Nitrito X X X X mensal
Nitrato X X X X mensal
Slidos Sedimentveis (IMHOFF)
X X X X dirio
IVL30 X quinzenal
pH X X X X X dirio
Temperatura X X X X X dirio
Vazo X X X dirio
(1) Amostra coletada aps passagem por tratamento preliminar.
54
Tabela 5 - Parmetros fsico-qumicos e tcnicas analticas utilizadas.
Variveis Unidades Tcnica Analtica
Temperatura C Standard Methods - Mtodo 2550 B
pH - Standard Methods - Mtodo
4500-H+ B Demanda Bioqumica de
Oxignio mgL-1 O2 Standard Methods - Mtodo
5210 B Nirognio Amoniacal mgL-1NH4
+-N HACH - Mtodo 10031
Nitrognio Nitrito mgL-1NO2- -N HACH - Mtodo 8507
Nitrognio Nitrato mgL-1NO3- -N HACH - Mtodo 8171
Slidos Suspensos Totais mgL-1 SST Standard Methods - Mtodo 2540 D
Slidos Suspensos Fixos mgL-1SSF Standard Methods - Mtodo
2540 E Slidos Suspensos Volteis mgL-1SSV Diferena
Slidos Sedimentveis mgL-1 SS Standard Methods - Mtodo 2540 F
Determinao do Teor de Nitrato (APHA, 1992)
Os valores das concentraes de nitrato foram obtidos pelo
mtodo 8171 (HACH COMPANY, 1998) para gua e guas residurias,
mtodo de reduo do Cdmio, descrita no manual do espectrofotmetro
modelo DR2000 da Hach. O limite de quantificao aplicado na faixa
de 0 a 4,5 mgNO3--NL
-1, lendo-se a absorvncia em espectrofotmetro a
400 nm.
Determinao do Teor de Nitrito (APHA, 1992)
Os valores das concentraes de nitrito foram obtidos pelo
mtodo 8507 (HACH, 1998) para gua e guas residurias, o mtodo de
diazotizao, descrita no manual do espectrofotmetro modelo DR-2000
da Hach. O limite de quantificao aplicado a faixa de 0 a
0,3 mgNO2--NL
-1, lendo-se a absorvncia em espectrofotmetro a um
comprimento de onda de 507 nm.
55
Determinao do Teor de Nitrognio Amoniacal (APHA, 1992)
Os valores das concentraes de nitrognio amoniacal foram
obtidos pelo mtodo 10031 (HACH, 1998) para gua, guas residurias
e gua do mar, como mtodo de salicilato, descrita no manual do
espectrofotmetro modelo DR-2000 da Hach. O limite de quantificao
aplicado a faixa de 0 a 50 mgNH4+-NL
-1, com o ajuste do
comprimento de onda igual a 655 nm.
Anlise microscpica da biomassa
A caracterizao microscpica da biomassa foi realizada em
microscpio ptico Zeiss, modelo MC 80 DX. As imagens foram obtidas
atravs da cmera Nikon Coolpix, observando a biomassa presente no
tanque de aerao.
4.4 Clculos realizados
4.4.1 Vazo de Recirculao
A vazo de recirculao do lodo (QR) foi calculada em funo da vazo
mdia afluente (Qm) e da razo de recirculao (R) do sistema (Equao
10), que definido como sendo a concentrao de slidos suspensos
totais no reator biolgico (SSTTA) pela concentrao de slidos que
retornam ao reator (SSTR) menos a concentrao de slidos no reator,
como indica a Equao 11.
(Equao 10)
Onde:
(Equao 11)
56
4.4.2 ndice Volumtrico do Lodo
O ndice Volumtrico do Lodo (IVL) a medida do volume ocupado
pelo lodo aps 30 minutos de sedimentao, expresso em mL, dividido
pela massa de slidos presentes no reator, expresso em gramas,
conforme a Equao 12.
(Equao 12)
Os slidos em sedimentao ( ) determinado segundo Standart Methods em proveta graduada de 1000 mL durante 30 minutos,
com a amostra do licor misto do tanque de aerao. E em seguida,
determina-se o teor de slidos em suspenso (SST) da amostra, obtendo-
se ento o IVL do sistema, expresso em mL/g.
4.4.3 Relao Alimento/Microrganismo (A/M)
Esta relao tambm conhecida como F/M, termo originrio do ingls
food/microrganisms, e baseia-se na relao existente entre a matria
orgnica do efluente a ser tratado e a quantidade de microrganismos
necessrios para degrad-la.
Esta relao expressa pela Equao 13.
(Equao 13)
Onde, Q a vazo do afluente (Ld-1
), DBO a demanda
bioqumica do afluente (mgL-1
), V o volume do reator aerado (L) e SSV
so os slidos suspensos volteis do tanque de aerao (mgL-1
). A razo
57
A/M expressa em gramas de DBO fornecida por dia por gramas de
SSV.
4.4.4 Eficincia de remoo
Com relao eficincia do tratamento empregado, foram feitas anlises
da entrada e da sada da ETE, onde as seguintes variveis foram
investigadas: DBO5, 20C, nitrognio amoniacal, slidos suspensos totais e
slidos suspensos volteis.
As eficincias de remoo foram calculadas pela Equao 14.
(Equao 14)
Onde:
Ef: eficincia de remoo (%);
E: concentrao na entrada do sistema (mgL-1
);
S: concentrao na sada do sistema (mgL-1
).
4.4.5 Carga Orgnica Volumtrica
A carga orgnica volumtrica quantifica a massa em quilograma de um
poluente que entra no sistema de tratamento vezes a vazo mdia diria
desse mesmo sistema pelo volume do reator onde ocorrer o processo de
depurao do composto (Equao 15).
(Equao 15)
Onde:
Sa: Concentrao afluente do poluente (gm-3
);
V: volume do tanque de aerao.
58
59
5 RESULTADOS E DISCUSSES
5.1 Monitoramento da ETE Compacta
Neste item sero abordados os resultados referentes ao primeiro
objetivo especfico, referentes avaliao do desempenho da ETE
compacta a partir da caracterizao qumica, fsica e biolgica.
5.1.1 Caracterizao Preliminar da ETE Compacta
O monitoramento da ETE compacta do tipo Lodos Ativados comeou a
ser realizado no final de Fevereiro de 2012, aps a identificao de
algumas adversidades. Inicialmente, a estao apresentava problemas
operacionais como: ausncia de um sistema preliminar de remoo de
slidos grosseiros eficiente; ausncia de caixa de gordura; ineficincia
das bombas de recirculao de lodo, causada por entupimentos; e baixa
eficincia de aerao no reator biolgico.
Para a melhoria da operao e consequente aumento da eficincia
da ETE, inicialmente foi instalado um sistema de gradeamento antes da
caixa desarenadora, o qual foi dimensionado para impedir que slidos
grosseiros adentrassem no tratamento. Alm disso, os sopradores de ar
foram substitudos, com o auxlio da assistncia tcnica responsvel pela
construo da ETE compacta, por um com capacidade superior de
sopragem.
Para suprir a recirculao adequada do lodo, as bombas de
recirculao passaram a ser limpas diariamente, minimizando problemas
com entupimento. Quanto instalao de uma caixa de gordura na sada
do refeitrio, devido problemas com o acmulo de gordura na cmara
anxica, a solicitao no pode ser atendida at o final deste estudo por
motivos no justificveis.
Aps as correes adequadas no sistema, o monitoramento
operacional com anlises dos parmetros fsico-qumicos e biolgicos
foi realizado entre os meses de Abril e Julho de 2012.
A vazo afluente da ETE foi regulada para que o tempo de
deteno hidrulica dentro do reator biolgico se mantivesse entre 16 e
24 horas, conforme recomendado por von Sperling (2002), e estivesse
ainda em concordncia com o volume de armazenamento no poo de
suco, de modo a garantir o fluxo contnuo sem que houvesse
60
extravases na capacidade do poo. Desta forma, a vazo mdia afluente
foi mantida em torno de 3,0 mh-1
.
Com a vazo mdia afluente definida, a vazo de recirculao do
lodo foi calculada de acordo com a Equao 10, variando segundo a
Tabela 6.
Tabela 6 Vazo de recirculao do lodo de acordo com a razo de
recirculao.
Data R (%) QR (mh-1
)
4-abr 3,2 9,6
12-abr 1,8 5,4
20-abr 1,3 3,9
4-mai 1,1 3,4
17-mai 1,1 3,4
30-mai 5,8 17,3
15-jun 3,6 10,8
28-jun 0,6 1,9
9-jul 3,2 9,6
16-jul 1,5 4,6
Mdia 1,7 5,0
Desvio Padro 1,6 4,8
A razo de recirculao mdia foi igual a 1,7, sendo que para
parmetros de projeto aconselhvel manter valores entre 0,7 e 1,2
(VON SPERLING, 2002). No entanto, com a finalidade de reduzir
efeitos da desnitrificao no decantador secundrio, optou-se por adotar
razes de recirculao altas para uma maior vazo de recirculao do
lodo na ETE (MARAIS & EKAMA, 1976 apud VON SPERLING,
2002). Com isso, o lodo formado no decantador secundrio era mais
rapidamente removido, tendo menores chances de formao de
nitrognio gasoso.
Nos dias em que a razo de recirculao apresentava valores
acima da capacidade mxima das bombas, devido s variaes de
slidos suspensos na estao, optava-se por diminuir a vazo afluente,
com intuito de aumentar a quantidade de slidos no reator, equilibrando
o sistema.
61
5.1.2 Caractersticas do Esgoto Bruto
As principais caractersticas do esgoto domstico bruto afluente
estao de tratamento em estudo, coletado aps o tratamento preliminar,
esto apresentadas na Tabela 7. Segundo Henze (2002), as
caractersticas apresentadas apontam para uma gua residuria
concentrada em termos de DBO5,20C e de NH4+-N, para valores iguais a
350 mgL-1
e 50 mgL-1
, respectivamente.
Tabela 7 Caractersticas do esgoto bruto e cargas aplicadas.
Varivel Unidade Mdia Desvio
Padro
Nmero
de dados
DBO5,20C mgL-1 322,0 92,5 11
NH4+-N mgL
-1 54,5 18,4 6
Carga orgnica kg DBO5m-3d-1 0,34 0,11 11
Carga nitrogenada kg NH4+-N m-3d-1 0,06 0,02 6
5.1.3 Comportamento do pH e da temperatura
Os valores obtidos para pH (Tabela 8 e Figura 17) mostram um afluente
alcalino, com valores variando entre 7,3 e 8,9. Segundo Metcalf & Eddy
(2003), esses valores esto dentro do recomendado para a oxidao da
matria orgnica carboncea. Entretanto, alguns valores de pH ficaram
acima da faixa tima para a ocorrncia do processo de nitrificao, que
de acordo com Gerardi (2002) entre 7,2 e 8,0.
Em relao ao afluente, possvel observar ainda que houve uma
queda no valor do pH no tanque de aerao, com uma mdia igual a 6,7.
Esta diminuio no valor do pH pode ser explicada pela ocorrncia do
processo da nitrificao, onde com a oxidao da amnia ocorre a
liberao de ons H+, o que, conseqentemente, provoca o consumo da
alcalinidade do meio e a reduo do pH (VON SPERLING, 1996).
As temperaturas mdias (Tabela 8 e Figura 18) enfrentadas pelo
sistema tiveram uma variao semelhante no afluente, no tanque de
aerao e no efluente, com valores, respectivamente, iguais a 24,6, 25,6
e 25,4 C. Estes valores estiveram dentro da faixa recomendada para a
62
oxidao do material orgnico, conforme SantAnna Jr. (2010).
Entretanto, os mesmos se encontram fora da faixa de temperatura tima
de crescimento das bactrias nitrificantes, que, segundo Bernet &
Sprandio (2009), entre 28 e 36C.
Tabela 8 Resultados de pH e temperatura obtidos em amostras de afluente,
tanque de aerao e efluente.
Varivel Anlise
Amostras
Afluente Tanque de
Aerao
Efluente
pH
Mdia 8,3 6,7 7,2
Desvio Padro 0,4 0,4 0,5
Mximo 8,9 7,5 7,8
Mnimo 7,3 6,0 6,0
Nmero de dados 29 29 29
T (C)
Mdia 24,6 25,6 25,4
Desvio Padro 4,4 4,3 4,6
Mximo 26,2 26,9 27,1
Mnimo 12,7 13,0 13,2
Nmero de dados 29 29 29
De acordo com o Cdigo Estadual do Meio Ambiente de Santa
Catarina (Lei n 14.675/09), o pH se encontra dentro dos padres de
lanamento de efluentes, que deve ficar entre 6,0 e 9,0. Para
temperatura, os limites so especificados na resoluo do CONAMA n
430 de 2011, que apresenta padres de lanamento inferior 40C,
estando o efluente em conformidade com legislao (BRASIL, 2011).
63
Figura 17 Variao de pH na entrada e sada do sistema.
Figura 18 Variao de temperatura na entrada e na sada do sistema.
5
6
7
8
9
10
pH
Data da coleta
Afluente Efluente
10
12
14
16
18
20
22
24
26
28
T ( C
)
Data da coleta
Afluente Efluente
64
5.1.4 Comportamento dos Slidos
Na Tabela 9 est apresentada a variao de slidos suspensos totais
(SST), volteis (SSV) e fixos (SSF), bem como a proporo de slidos
suspensos volteis pelos totais (SSV/SST) presentes no tanque de
aerao e no lodo de recirculao da ETE.
Para os slidos suspensos totais no tanque de aerao, obteve-se
um valor mdio igual a 2245 mgL-1
, com variao entre 2970 e 1370
mgL-1
para os valores mximos e mnimos respectivamente. E para
slidos suspensos volteis a concentrao mdia, mxima e mnima foi
igual 1553, 2340 e 1030 mgL-1
, com a proporo de slidos de
SSV/SST mdia igual a 69%. Na recirculao do lodo, a concentrao
mdia encontrada para o SST, SSV e SSF foi igual a 3403, 2846 e 520
mgL-1
, com proporo de SSV/SST igual a 80%.
Tendo em vista os altos valores de SSV, tanto no tanque de
aerao como na recirculao, pode-se perceber que os slidos presentes
em ambas as amostras eram compostos principalmente por material
orgnico. SegundoVon Sperling (2002), quanto maior a concentrao de
SSV no reator, maior ser a disponibilidade de biomassa disponvel para
assimilao da matria orgnica, e consequentemente menor ser o
volume necessrio do reator, para uma mesma eficincia.
Na Figura 19 e Figura 20 possvel acompanhar a evoluo dos
slidos suspensos no reator e na recirculao, e suas respectivas
propores de SSV/SST.
65
Tabela 9 Concentraes de slidos suspensos no tanque de aerao e na
recirculao do lodo.
Varivel Anlise
Amostras
Tanque de
Aerao Recirculao
SST
(mgL-1
)
Mdia 2245,0 3403,5
Desvio Padro 455,9 1179,1
Mximo 2970,0 5896,0
Mnimo 1370,0 1830,0
Nmero de dados 10 10
SSV
(mgL-1
)
Mdia 1553,0 2846,1
Desvio Padro 376,7 991,7
Mximo 2340,0 4328,0
Mnimo 1030,0 1420,0
Nmero de dados 10 8
SSF
(mgL-1
)
Mdia 645,0 520,6
Desvio Padro 173,2 392,7
Mximo 860,0 1568,0
Mnimo 230,0 370,0
Nmero de dados 10 8
SSV/SST
(%)
Mdia 69,1 80,5
Desvio Padro 6,6 5,7
Mximo 83,2 89,5
Mnimo 65,3 73,4
Nmero de dados 10 8
66
Figura 19 Concentraes de Slidos Suspensos no Tanque de Aerao e a proporo de SSV/SST.
Figura 20 - Concentraes de Slidos Suspensos no Lodo de Recirculao e a proporo de SSV/SST.
0
25
50
75
100
0
1000
2000
3000
4000
SS
V/S
ST
(%)
Conce
ntra
o d
e Slidos (m
gL
-1)
Data da coleta
Tanque de Aerao
SST SSV SSF SSV/SST
0
25
50
75
100
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
SS
V/S
ST
(%)
Conce
ntra
o d
e Slidos (m
gL
-1)
Data da coleta
Lodo de Recirculao
SST SSV SSF SSV/SST
67
As caractersticas de sedimentabilidade e adensabilidade do lodo
esto intimamente associadas estrutura do floco formado no reator
biolgico e interferem na qualidade final do efluente tratado. E para uma
avaliao mais simplificada dessas caractersticas em estaes de
tratamento de esgotos, adota-se o conceito do ndice Volumtrico do
Lodo (IVL), pela eficincia e rapidez do mtodo (VON SPERLING,
2002).
A ETE apresentou uma variao no IVL, entre 31 a 140 mLg-1
,
com valor mdio de 50,9 mLg-1
(Figura 21), sendo que a interpretao
desse teste feita no sentido de que quanto menor o valor de IVL,
melhor a sedimentabilidade do lodo.
Segundo Jenkins et al. (1993), o IVL considerado adequado
quando se encontra na faixa entre 80 e 120 mLg-1
, embora diferentes
autores apontem outras faixas recomendveis do ndice. Com base no
valor mdio do IVL e de acordo com Von Sperling (2002), pode-se
classificar a condio de sedimentabilidade apresentada pelo lodo como
sendo tima.
Figura 21 - Comportamento do ndice Volumtrico do Lodo.
O alto ndice do IVL encontrado no ms de Maio justificado
pela queda de slidos em suspenso total presente no reator, ocorrido
devido a fortes chuvas com grande infiltrao nas tubulaes de coleta
do efluente que chegavam ETE, contribuindo com a diluio das
0.0
20.0
40.0
60.0
80.0
100.0
120.0
140.0
160.0
ndice Volu
mtrico
do L
odo (m
Lg
-1)
Data da Coleta
IVL30
68
concentraes de slidos no sistema. Wagner (2011), estudando o
tratamento de esgoto domstico com reator em bateladas sequenciais de
grnulos aerbios, tambm observou que a concentrao de biomassa no
reator foi inversamente proporcional a sedimentabilidade da mesma, ou
seja, quanto maior a concentrao de biomassa, maior foi a eficincia da
sedimentao e menor o valor de IVL.
Os slidos sedimentveis em cone de Imhoff por 1 hora tiveram
um valor mdio igual a 0,1 mLL-1
(Figura 22). De acordo com
legislao vigente, CONAMA N 430, o limite mximo de lanamento
de materiais sedimentveis igual a 1 mLL-1
, estando portanto, o
efluente da ETE em conformidade aos padres de lanamento, com
apenas 10% dos resultados fora dos padres.
Foi possvel observar um aumento considervel nos resultados de
slidos sedimentveis nos meses de Abril e de Junho, podendo estes
serem explicados pela ocorrncia de flotao do lodo no decantador
secundrio, o que prejudicou a separao lquido-slido do sistema,
acarretando numa piora do efluente final.
Figura 22 - Valores de Slidos Sedimentveis em Cone de Imhoff por 1 hora na
sada da ETE.
0
1
2
3
4
5
6
7
Slidos Sedim
ent
veis (m
LL
-1)
Data da coleta
SSed na sada da ETE
SS Padro de Lanamento CONAMA n 430
69
5.1.5 Comportamento da Matria Orgnica Carboncea e
Nitrogenada
Os resultados encontrados no esgoto afluente e efluente durante o
monitoramento, bem como a eficincia de remoo desses compostos no
sistema para as variveis DBO5,20C e NH4+-N esto apresentados na
Tabela 10.
As concentraes de matria orgnica afluente variaram de 113 a
375 mgL-1
com valor mdio de 322 mgL-1
. Maiores oscilaes na
concentrao de DBO5,20C afluente foram encontradas nos dias em que
as coletas foram realizadas em horrios diferentes do habitual, no
perodo matutino, onde haviam poucos alojados no local e era realizada
a limpeza dos banheiros, acarretando em menor gerao de carga
orgnica. A concentrao de DBO5,20C na sada do decantador
secundrio manteve-se em mdia de 58 mgL-1
, com uma eficincia de
remoo do material carbonceo igual a 81,4 %. Este percentual
apresentou-se abaixo da eficincia de remoo em sistemas de
tratamento por Lodos Ativados, onde se espera atingir eficincias
superiores a 90% (VON SPERLING, 2002).
No entanto, a mdia de remoo de matria orgnica do sistema
atendeu aos padres de lanamento vigente em legislao ambiental do
Estado de Santa Catarina Lei Estadual N 14.675/09, que determina
limites mximos de lanamento igual a 60 mgL-1
ou eficincia de
remoo de DBO5,20C em no mnimo 80% (oitenta por cento), e a
Resoluo CONAMA n 430 de 2011, que estipula o limite mximo de
lanamento de DBO5,20C aps estaes de tratamento de efluentes igual
a 120 mgL-1
ou eficincia de remoo mnima de 60%.
A relao alimento/microrganismo manteve uma mdia igual a
0,24 kgDBO5/kgSSV.d, com variaes entre a mxima e mnima igual a
0,07 e 0,42 kgDBO5/kgSSV.d, sendo que segundo Jordo & Pessa
(2005), em sistema de Lodos Ativados de aerao prolongada os valores
geralmente assumidos ficam entre 0,05 a 0,15 kgDBO5/kgSSV.d.
Analisando as variaes de DBO5,20C no afluente e no efluente da
estao (Figura 23), possvel observar que nos dias 12 e 20 de Abril, e no dia 9 de Julho, ocorreu um aumento significativo no valor da
concentrao da DBO de sada do sistema, o que acarretou na
diminuio da eficincia de remoo do mesmo. Estes resultados so
explicados devido flotao considervel do lodo no decantador
secundrio (Figura 25) que ocorreu no dia 11 de abril de 2012 e outra no
70
incio de Julho, ocasionando desequilbrio do sistema e aumento da
concentrao de slidos na sada do decantador.
Em relao ao nitrognio amoniacal, obteve-se um valor mdio
afluente de 50,1 mgL-1
, variando de 40,5 a 63 mgL-1
. Von Sperling
(2002) apresenta concentraes tpicas de nitrognio amoniacal em
esgotos sanitrios na faixa de 20 a 35 mgL-1
, e Henze (2002) apresenta
concentraes igual a 50 mgL-1
em esgotos tipicamente domsticos e
concentrados. Ainda segundo von Sperling (2002), para as mdias de pH
e temperatura do afluente, iguais a 8,3 e 24,6 C respectivamente, as
propores das formas de amnia encontrada no esgoto bruto em torno
de 85% de on amnio (NH4+) e 15% na forma livre, no ionizada (NH3).
Tabela 10 Eficincia de remoo de DBO5,20C e NH4
+-N.
Varivel Anlise Amostras Eficincia de
Remoo
(%) Afluente Efluente
DBO5, 20C (mgL
-1)
Mdia 322,0 58,0 81,4
Desvio Padro 92,5 34,3 8,01
Mximo 375,0 138,0 86,9
Mnimo 113,0 21,0 58,8
Nmero de dados 11 11 -
NH4+-N
(mgL-1
)
Mdia 54,5 2,4 95,1
Desvio Padro 18,4 6,5 6,3
Mximo 93,0 18,1 97,3
Mnimo 40,5 1,3 80,5
Nmero de dados 6 6 -
Quanto eficincia na remoo de nitrognio amoniacal, pode-se
observar que a mdia alcanada neste sistema foi igual a 95%, com
baixas concentraes apresentadas no efluente final, indicando a boa
ocorrncia de nitrificao, com valor mdio na sada do tratamento igual
a 2,4 mgL-1
. O comportamento do nitrognio amoniacal durante o
estudo se manteve estvel (Figura 24), apresentando um aumento na
71
concentrao na sada do sistema no ms de julho, ocasionado pela
deficincia de aerao no reator biolgico, causado por queda de energia
no local, resultando em problemas nos aeradores de ar.
Figura 23 Concentraes de DBO5,20C no afluente e efluente, com a eficincia
de remoo.
Figura 24 - Concentraes de NH4+-N no afluente e efluente, com a eficincia
de remoo.
0.0
10.0
20.0
30.0
40.0
50.0
60.0
70.0
80.0
90.0
100.0
0
50
100
150
200
250
300
350
400
Efi
cin
cia
(%
)
DB
O5
,20 C
(mgL
-1)
Data da coleta
Afluente Efluente Eficincia de remoo
0.0
20.0
40.0
60.0
80.0
100.0
120.0
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Efi
cin
cia
(%
)
NH
4+-N
(m
gL
-1)
Data decoleta
Afluente Efluente Eficincia de remoo
72
Figura 25 - Lodo flotado no decantador secundrio (11 de Abril de 2012).
O valor mdio de nitrito e nitrato no afluente da ETE apresentou
concentraes iguais a 2,2 e 2,7 mgL-1
, e na sada do decantador
apresentaram valores mdio iguais a 1,0 e 30 mgL-1
, respectivamente
(Tabela 11). A alta concentrao de nitrato na sada do tratamento e o
baixo valor de nitrito indicam que o processo de nitrificao ocorreu at
a etapa final (nitratao).
Com essas evidncias, possvel associ-las ao processo de
desnitrificao no prprio decantador, pois, com a ocorrncia de alta
concentrao de nitrato e condies mnimas da presena de oxignio no
fundo do tanque, fortes indcios apontam para a reduo do nitrato a
nitrognio gasoso no fundo do decantador secundrio, justificando o
constante desprendimento de flocos de lodo na superfcie do mesmo.
Segundo van Haandel & Marais (1999), a produo do nitrognio
molecular no decantador secundrio provoca o desprendimento de
bolhas que arrastaro consigo partculas de lodo sedimentado,
promovendo perda de parte da massa de lodo ativo necessrio ao
sistema, acarretando tambm a degradao da qualidade do efluente
lanado.
No entanto, a justificativa acima no pode ser comprovada pela
deficincia de anlises para as variveis nitrito e nitrato, devido falta
de reagentes durante o estudo em questo.
73
Tabela 11 - Concentraes de nitrito e nitrato no afluente e no efluente da ETE.
Varivel Anlise Amostras
Afluente Efluente
NO2+-N
(mgL-1
)
Mdia 2,2 1,0
Desvio Padro 1,6 5,1
Mximo 4,6 12,7
Mnimo 0,2 0,6
Nmero de dados 5 5
NO3--N
(mgL-1
)
Mdia 2,7 30,0
Desvio Padro 0,6 7,5
Mximo 3,7 45,5
Mnimo 2,0 27,0
Nmero de dados 6 5
5.1.6 Microscopia
A microscopia foi utilizada para avaliar a estrutura dos flocos de lodo
ativado e observar a microfauna presente no lodo biolgico do tanque de
aerao, com intuito de identificar os principais microrganismos
presentes no sistema de tratamento. A Figura 26 apresenta os flocos de
lodo ativado, os quais se mostraram bem formados e dispersos, com uma
estrutura bem irregular. De acordo com Hoffmann et al. (2001), as
caractersticas dos flocos