COAGULAÇÃO/PRECIPITAÇÃO DE EFLUENTES DE REATOR …€¦ · do tanque de aeração da ETE Jardim...

COAGULAÇÃO/PRECIPITAÇÃO DE EFLUENTES DE

REATOR ANAERÓBIO DE LEITO EXPANDIDO E DE

SISTEMA DE LODO ATIVADO PRECEDIDO DE REATOR

UASB, COM REMOÇÃO DE PARTÍCULAS POR

SEDIMENTAÇÃO OU FLOTAÇÃO

Hélio Rodrigues dos Santos

Tese apresentada à Escola de Engenharia de

São Carlos da Universidade de São Paulo,

como parte dos requisitos para obtenção do

título de Doutor em Hidráulica e Saneamento.

ORIENTADOR: Prof. Tit. José Roberto Campos

São Carlos

2006

“Tropeçar também ajuda a caminhar”

Guimarães Rosa

AGRADECIMENTOS

Ao professor José Roberto Campos, pelo incentivo e confiança, pela compreeensão, por exigir

muito e por ser tão generoso.

A Gustavo Silva do Prado, pela ajuda inestimável nos ensaios em laboratório sem a qual este

trabalho não seria possível.

Aos professores Marco Reali e Luiz Daniel, pelas valiosas sugestões nos exames de qualificação e

no decorrer da pesquisa.

A Marcelo Carvalho, Gustavo Prado, Cristiano Niciura, Renata Moretti e Carlos Magno Vidal,

pelo trabalho em equipe nos perfis 24 horas do RALEx e da ETE Jardim das Flores.

A Neyson Mendonça, pela ajuda em não sei quantas ocasiões, do mestrado ao doutorado.

À professora Ana Paula Silveira Paim, da UFPE, pelo auxílio nas análises químicas e por sua

gentileza e paciência.

Ao Departamento Autônomo de Água e Esgoto (DAAE) de Rio Claro - SP, especialmente ao

Engº. José Antonio Cardoso dos Santos, por possibilitar o acesso à ETE Jardim das Flores;

À Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo – FAPESP, pela bolsa de estudos

(Processo 00/15017-6) e pelo auxílio financeiro para esta pesquisa (Processo 00/14849-8).

Aos professores Afonso Figueiredo Filho, Luciano Farinha Watzlawick e Gabriel Miranda, da

UNICENTRO, por sempre colaborarem para que eu pudesse concluir o doutorado;

Aos professores Cícero Onofre de Andrade Neto e Henio Normando de Sousa Melo, da UFRN,

que primeiro me motivaram a vir para São Carlos e a prosseguir na área de saneamento;

Aos amigos que fiz em São Carlos e que ajudaram a tornar mais felizes alguns dos melhores anos

de minha vida, especialmente: Jeanette Beber, Carlos Magno Vidal e Pedro Beber Vidal (meus

vizinhos iratienses), Gustavo Prado, Marcio Magini, Valmir Moraes, Renata Moretti, Alessandra

Alamino, André Luis Oliveira, Flávio Freire, Marcelo Barroso e à família Moruzzi (Rodrigo,

Andrea, Vô Rodolfo e Vó Diana).

Aos meus pais, Raimundo e Francisca; aos meus irmãos, Hélcio, Elineuza e Hely; e aos meus

sobrinhos, Monique, Guilherme, Lucas, João Pedro e Giovana, por estarem sempre ao meu lado.

A Adelena –– minha maior descoberta ––, pelo amor que compartilhamos e que queremos cultivar

pela vida afora.

SUMÁRIO

LISTA DE FIGURAS............................................................................................................................................. i

LISTA DE TABELAS............................................................................................................................................ vii

LISTA DE ABREVIATURAS, SIGLAS E SÍMBOLOS............................................................................................... ix

RESUMO............................................................................................................................................................. x

ABSTRACT......................................................................................................................................................... xi

1. INTRODUÇÃO................................................................................................................................................. 1

2. OBJETIVOS .................................................................................................................................................... 8

3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ........................................................................................................................... 10

3.1 CONSIDERAÇÕES INICIAIS ................................................................................................................... 10 3.2 PARTÍCULAS NO ESGOTO ..................................................................................................................... 10 3.3 FUNDAMENTOS DA COAGULAÇÃO QUÍMICA ........................................................................................ 13

3.3.1 Sistemas coloidais.......................................................................................................................... 15 3.3.2 Desenvolvimento de carga superficial em colóides....................................................................... 15 3.3.3 Dupla camada elétrica .................................................................................................................. 17 3.3.4 Desestabilização de colóides......................................................................................................... 18 3.3.5 Desestabilização de partículas com adição de eletrólitos............................................................. 19 3.3.6 Desestabilização de partículas com polieletrólitos ....................................................................... 23 3.3.7 Desestabilização de partículas com íons metálicos hidrolisados.................................................. 24

3.4 PRECIPITAÇÃO DE FÓSFORO EM SISTEMAS DE TRATAMENTO DE ESGOTO............................................. 33 3.4.1 Importância ambiental do fósforo ................................................................................................. 33 3.4.2 Aspectos legais .............................................................................................................................. 36 3.4.3 Remoção de fósforo por precipitação com sais de ferro (III) e alumínio (III) .............................. 37

3.5 TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO EM REATORES ANAERÓBIOS ..................................................... 45 3.6 PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS ........................................................... 46

3.6.1 Alternativas para pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios ........................................ 46 3.6.2 Pós-tratamento de reatores anaeróbios em sistema de lodo ativado ............................................ 50 3.6.3 Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios por coagulação/precipitação com adição de

sais metálicos............................................................................................................................................... 59 3.6.4 Pós-tratamento de reatores anaeróbios por coagulação/precipitação e sedimentação................ 61 3.6.5 Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios em sistemas de flotação por ar dissolvido.. 64 3.6.6 Emprego do sistema de lodo ativado com adição de coagulantes para pós-tratamento de reatores

anaeróbios ................................................................................................................................................... 68

4. MATERIAL E MÉTODOS ............................................................................................................................... 73

4.1 CONSIDERAÇÕES INICIAIS ...................................................................................................................73 4.2 INSTALAÇÕES EXPERIMENTAIS ............................................................................................................75

4.2.1 Reator Anaeróbio de Leito Expandido – RALEx ...........................................................................75 4.2.2 Reator de lodo ativado (ETE Jardim das Flores) ..........................................................................77 4.2.3 Reatores em escala de bancada.....................................................................................................79

4.3 CARACTERIZAÇÃO FÍSICO-QUÍMICA DO ESGOTO NAS UNIDADES EXPERIMENTAIS AO LONGO DE 24

HORAS.................................................................................................................................................................82 4.4 ENSAIOS DE COAGULAÇÃO/PRECIPITAÇÃO ..........................................................................................83

4.4.1 Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx................................84 4.4.2 Ensaios de coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx.........................................87 4.4.3 Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores ........................................................................................................................................89 4.4.4 Ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores ........................................................................................................................................91 4.4.5 Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente da ETE Jardim das Flores ......92 4.4.6 Ensaios de coagulação-floculação-flotação com o efluente da ETE Jardim das Flores...............93

4.5 PROCEDIMENTOS PARA REALIZAÇÃO DOS ENSAIOS DE COAGULAÇÃO-FLOCULAÇÃO...........................94 4.5.1 Coleta, transporte e conservação das amostras em ensaios de coagulação-floculação ...............94 4.5.2 Procedimentos para realização dos ensaios de coagulação-floculação-sedimentação em unidade

de jar test......................................................................................................................................................95 4.5.3 Procedimentos para ensaios de coagulação-floculação-flotação em unidade de flotateste..........97 4.5.4 Produtos químicos empregados.....................................................................................................99

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO........................................................................................................................100

5.1 CONSIDERAÇÕES INICIAIS..................................................................................................................100 5.2 PERFIL 24 HORAS DO REATOR ANAERÓBIO DE LEITO EXPANDIDO - RALEX ......................................100 5.3 PERFIL 24 HORAS DAS UNIDADES DA ETE JARDIM DAS FLORES........................................................106 5.4 ENSAIOS DE COAGULAÇÃO-FLOCULAÇÃO-SEDIMENTAÇÃO COM O EFLUENTE DO RALEX ................111

5.4.1 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx.........111 5.4.2 Diagramas de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx coletado no

período da manhã (1ª série) .......................................................................................................................113 5.4.3 Diagramas de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx coletado no

período da manhã (2ª série) .......................................................................................................................121 5.4.4 Diagramas de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx coletado no

período da tarde........................................................................................................................................130 5.4.5 Ensaios complementares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx...136 5.4.6 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx .................139 5.4.7 Diagramas de coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx coletado no período da

manhã.........................................................................................................................................................140 5.4.8 Diagramas de coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx coletado no período da

tarde...... .....................................................................................................................................................150

5.4.9 Discussão sobre resultados obtidos em ensaios de coagulação/precipitação com o efluente do

RALEx.... .................................................................................................................................................... 158 5.5 ENSAIOS DE COAGULAÇÃO-FLOCULAÇÃO COM O LICOR MISTO DO TANQUE DE AERAÇÃO DA ETE

JARDIM DAS FLORES........................................................................................................................................ 172 5.5.1 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto ..................... 172 5.5.2 Diagramas de coagulação-floculação-sedimentação do licor misto........................................... 174 5.5.3 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-flotação com o licor misto.............................. 183 5.5.4 Considerações sobre resultados obtidos em ensaios de coagulação/precipitação com o licor misto

do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP)............................................................. 185 5.6 ENSAIOS DE COAGULAÇÃO-FLOCULAÇÃO COM O EFLUENTE FINAL DA ETE JARDIM DAS FLORES .... 187

5.6.1 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente da ETE Jardim das

Flores (Rio Claro-SP)............................................................................................................................... 187 5.6.2 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-flotação com o efluente da ETE Jardim das

Flores (Rio Claro-SP)................................................................................................................................ 189 5.6.3 Diagramas de coagulação-floculação-flotação com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio

Claro-SP)................................................................................................................................................... 189 5.6.4 Considerações sobre custo, referentes aos resultados obtidos em ensaios de

coagulação/precipitação com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) ............................... 201

6. CONCLUSÕES............................................................................................................................................. 205

6.1 ENSAIOS DE COAGULAÇÃO-FLOCULAÇÃO COM O EFLUENTE DO REATOR ANAERÓBIO DE LEITO

EXPANDIDO ..................................................................................................................................................... 205 6.2 ENSAIOS DE COAGULAÇÃO-FLOCULAÇÃO COM O LICOR MISTO DO TANQUE DE AERAÇÃO DA ETE

JARDIM DAS FLORES........................................................................................................................................ 206 6.3 ENSAIOS DE COAGULAÇÃO-FLOCULAÇÃO COM O EFLUENTE DA ETE JARDIM DAS FLORES............... 207

7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................................................... 209

i

LISTA DE FIGURAS

Figura 1.1 – Concepções de ETEs estudadas nesta pesquisa que conjugam sistemas biológicos e físico-químicos

para pós-tratamento de reator anaeróbio ........................................................................................................ 6 Figura 3.1 – Tamanho de partículas dos constituintes do esgoto e faixa de atuação das unidades de tratamento

por tamanho de partículas ............................................................................................................................ 11 Figura 3.2 – Distribuição acumulada de DQO, DBO, N-Kjeldahl e P-total no esgoto, para diferentes tamanhos de

partícula (Fonte: Van Nieuwenhuijzen1, 2001, apud Mels, 2001) ............................................................... 12 Figura 3.3 – Mudança na distribuição de tamanho das partículas do esgoto devida à adição de coagulantes (a

linha tracejada é ilustrativa) (Fonte: Mels, 2001) ........................................................................................ 13 Figura 3.4 – Modelo de Stern para a dupla camada elétrica.................................................................................. 17 Figura 3.5 – Representação esquemática da desestabilização de partículas por (a) compressão da camada difusa e

(b) adição de íons determinadores de potencial ........................................................................................... 20 Figura 3.6 – Curvas de turbidez remanescente em função da dosagem de alguns coagulantes (Fonte: O’MELIA,

1970) ............................................................................................................................................................ 21 Figura 3.7 – Diagrama de solubilidade para o ferro (III)....................................................................................... 26 Figura 3.8 – Curvas esquemáticas da relação entre dosagem de coagulante e concentração de área coloidal ...... 28 Figura 3.9 - Diagrama de coagulação para remoção de turbidez com sulfato de alumínio de água “preparada”

com caulinita (Fonte: AMIRTHARAJAH e MILLS, 1982) ........................................................................ 30 Figura 3.10 - Diagrama de coagulação do cloreto férrico (Fonte: Johnson e Amirtharajah, 1983)....................... 31 Figura 3.11 – Concentração de fosfato de ferro em equilíbrio com fósforo solúvel.............................................. 39 Figura 3.12 – Estratégias para adição de produtos químicos para remoção de fósforo: (a) pré-precipitação; (b) co-

precipitação (ou precipitação simultânea); (c) pós-precipitação; (d-f) tratamento dividido (Fonte:

METCALF e EDDY, 2003)......................................................................................................................... 41 Figura 3.13 – Estratégias para adição de produtos químicos para remoção de fósforo em sistemas com reatores

anaeróbios: (a, b, e e f) pós-precipitação; (c e d) co-precipitação no reator aeróbio; (g) co-precipitação no

reator anaeróbio. .......................................................................................................................................... 44 Figura 3.14 – Representação esquemática do sistema clássico de lodo ativado (Fonte: VAN HAANDEL e

MARAIS, 1999)........................................................................................................................................... 51 Figura 3.15 – Representação esquemática de um sistema de flotação por ar dissolvido, incluindo unidades de

mistura rápida e floculação .......................................................................................................................... 65 Figura 4.1 – Fluxograma geral de ensaios. ............................................................................................................ 74 Figura 4.2 – Vista em corte (a) e fotografia (b) do reator anaeróbio de leito expandido –RALEx (Fonte:

MENDONÇA, 1998, e PEREIRA, 2000).................................................................................................... 75 Figura 4.3 - Vista em perspectiva da ETE experimental ....................................................................................... 76 Figura 4.4 – Fluxograma simplificado da ETE Jardim das Flores ........................................................................ 78 Figura 4.5 - Fotografias das unidades componentes da ETE Jardim das Flores.................................................... 78 Figura 4.6 – Vista em perspectiva e detalhes do equipamento usado nos ensaios de floculação (jar test)

(dimensões em metro).................................................................................................................................. 79

ii

Figura 4.7 - Perspectiva de equipamento flotateste (dimensões em metro)...........................................................81 Figura 5.1 - Valores de pH no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas ......................................102 Figura 5.2 - Valores de alcalinidade a bicarbonato no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas .102 Figura 5.3 - Valores de DQOt e DQOf no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas ...................102 Figura 5.4 - Valores de turbidez no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas..............................103 Figura 5.5 - Condutividade no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas .....................................103 Figura 5.6 - Concentração de fósforo no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas......................103 Figura 5.7 - Concentração de Sólidos Totais no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas ..........104 Figura 5.8 - Concentração de Sólidos Suspensos no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas....104 Figura 5.9 - Valores de pH no afluente e nos efluentes das unidades da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) ao

longo de 24 horas .......................................................................................................................................108 Figura 5.10 - Valores de DQO no afluente e efluentes das unidades da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) ao

longo de 24 horas .......................................................................................................................................108 Figura 5.11 - Valores de DQO da amostra filtrada no afluente e nos efluentes das unidades da ETE Jardim das

Flores (Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas...............................................................................................108 Figura 5.12 - Valores de turbidez no afluente e efluentes das unidades da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP)

ao longo de 24 horas ..................................................................................................................................109 Figura 5.13 - Concentrações de fósforo no afluente e nos efluentes das unidades da ETE Jardim das Flores (Rio

Claro-SP) ao longo de 24 horas..................................................................................................................109 Figura 5.14 - Concentrações de fósforo (amostra filtrada em membrana de 1,2 µm de abertura de poro) no

afluente e nos efluentes das unidades da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas....109 Figura 5.15 - Concentração de Sólidos Suspensos Totais no afluente e nos efluentes das unidades da ETE Jardim

das Flores (Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas ........................................................................................110 Figura 5.16 - Concentração de Sólidos Suspensos Voláteis no afluente e nos efluentes das unidades da ETE

Jardim das Flores (Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas.............................................................................110 Figura 5.17 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – manhã (1ª série):

percentuais de Turbidez remanescente. ......................................................................................................116 Figura 5.18 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – manhã (1ª série):

percentuais de Cor aparente remanescente................................................................................................117 Figura 5.19 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – manhã (1ª série):

percentuais de Fósforo total remanescente. ...............................................................................................118 Figura 5.20 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – manhã (1ª série):

Condutividade (µS/cm a 25ºC). ..................................................................................................................119 Figura 5.21 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – manhã (2ª série):

percentuais de Turbidez remanescente. ......................................................................................................124 Figura 5.22 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – manhã (2ª série):

percentuais de DQO remanescente.............................................................................................................125 Figura 5.23 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – manhã (2ª série):

percentuais de Fósforo total remanescente. ...............................................................................................126

iii

Figura 5.24 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – manhã (2ª série):

Condutividade (µS/cm a 25ºC)................................................................................................................... 127 Figura 5.25 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – manhã (2ª série): sinal

da velocidade de eletroforese em função do pH de coagulação e da dosagem de cloreto férrico. ........... 128 Figura 5.26 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – Tarde: percentuais de

Turbidez remanescente............................................................................................................................... 132 Figura 5.27 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – Tarde: percentuais de

DQO remanescente. ................................................................................................................................... 133 Figura 5.28 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – Tarde: percentuais de

Fósforo total remanescente........................................................................................................................ 134 Figura 5.29 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx – Tarde: Condutividade

(µS/cm a 25ºC). .......................................................................................................................................... 135 Figura 5.30 - Curva de sedimentação para ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com efluente do

RALEx – Turbidez remanescente ............................................................................................................... 138 Figura 5.31 - Curva de sedimentação para ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com efluente do

RALEx –DQO remanescente...................................................................................................................... 139 Figura 5.32 - Curva de sedimentação para ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com efluente do

RALEx – Fósforo total remanescente ......................................................................................................... 139 Figura 5.33 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Manhã (Vf: 20 cm/min):

percentuais de Turbidez remanescente....................................................................................................... 142 Figura 5.34 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Manhã (Vf: 20 cm/min):

percentuais de DQO remanescente. ........................................................................................................... 143 Figura 5.35 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Manhã (Vf: 20 cm/min):

percentuais de Fósforo total remanescente. ............................................................................................... 144 Figura 5.36 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Manhã (Vf: 10 cm/min):

percentuais de Turbidez remanescente....................................................................................................... 145 Figura 5.37 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Manhã (Vf: 10 cm/min):

percentuais de DQO remanescente. ........................................................................................................... 146 Figura 5.38 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Manhã (Vf: 10 cm/min):

percentuais de Fósforo total remanescente. ............................................................................................... 147 Figura 5.39 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Manhã (Vf: 20 cm/min):

Condutividade (µS/cm a 25ºC)................................................................................................................... 148 Figura 5.40 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Tarde (Vf: 20 cm/min):

percentuais de Turbidez remanescente....................................................................................................... 151 Figura 5.41 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Tarde (Vf: 20 cm/min):

percentuais de DQO remanescente. ........................................................................................................... 152 Figura 5.42 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Tarde (Vf: 20 cm/min):

percentuais de Fósforo total remanescente. ............................................................................................... 153 Figura 5.43 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Tarde (Vf: 10 cm/min):

percentuais de Turbidez remanescente....................................................................................................... 154

iv

Figura 5.44 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Tarde (Vf: 10 cm/min):

percentuais de DQO remanescente.............................................................................................................155 Figura 5.45 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Tarde (Vf: 10 cm/min):

percentuais de Fósforo total remanescente. ...............................................................................................156 Figura 5.46 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Tarde (Vf: 10 cm/min):

Condutividade (µS/cm a 25ºC).. .................................................................................................................157 Figura 5.47 – Curva “típica” de remoção percentual de turbidez em ensaios de coagulação-floculação-

sedimentação com cloreto férrico...............................................................................................................159 Figura 5.48 – Custo com coagulante (cloreto férrico) por m3 tratado, de acordo com a dosagem de cloreto férrico

empregada ..................................................................................................................................................161 Figura 5.49 – Curva típica da dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de turbidez dividida

pelo custo por m3 tratado (relação “benefício/custo”) ...............................................................................161 Figura 5.50 – Dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de turbidez dividida pelo custo por

metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”), de acordo com a dosagem de HCl ou NaOH – Ensaios de

coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx - Manhã (2ª série).................................163 Figura 5.51 –Dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de DQO dividida pelo custo20 por


coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx - Manhã (2ª série).................................164 Figura 5.52 – Curvas de dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de fósforo dividida pelo

custo20 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”), de acordo com a dosagem de HCl ou NaOH

– Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx - Manhã (2ª série). ..........164 Figura 5.53 – Dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de turbidez dividida pelo custo por


coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente do RALEx - Manhã..............................166 Figura 5.54 – Dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de DQO dividida pelo custo22 por


coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente do RALEx - Manhã..............................166 Figura 5.55 – Dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de fósforo dividida pelo custo22 por


coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente do RALEx - Manhã..............................167 Figura 5.56 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de turbidez pelo custo por metro

cúbico tratado (relação “benefício/custo”) em ensaios de coagulação-floculação-sedimentação (Vs: 1,4

cm/min) e coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente do RALEx, sem adição de

ácido ou base. .............................................................................................................................................169 Figura 5.57 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de DQO pelo custo24 por metro



ácido ou base. .............................................................................................................................................169 Figura 5.58 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de fósforo pelo custo24 por metro


v


ácido ou base.............................................................................................................................................. 170 Figura 5.59 – Comparação de custos24 entre a separação de sólidos por sedimentação (Vs: 1,4 cm/min) e por

flotação por ar dissolvido (Vf: 10 cm/min), de acordo com a eficiência de remoção de turbidez do efluente

do RALEx por coagulação/precipitação com cloreto férrico..................................................................... 170 Figura 5.60 – Comparação de custos24 entre a separação de sólidos por sedimentação (Vs: 1,4 cm/min) e por

flotação por ar dissolvido (Vf: 10 cm/min), de acordo com a eficiência de remoção de DQO do efluente do

RALEx por coagulação/precipitação com cloreto férrico.......................................................................... 171 Figura 5.61 – Comparação de custos24 entre a separação de sólidos por sedimentação (Vs: 1,4 cm/min) e por

flotação por ar dissolvido (Vf: 10 cm/min), de acordo com a eficiência de remoção de fósforo do efluente

do RALEx por coagulação/precipitação com cloreto férrico..................................................................... 171 Figura 5.62 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do Licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores: percentuais de Turbidez remanescente em relação à turbidez do licor misto............... 176 Figura 5.63 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do Licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores: percentuais de DQO remanescente em relação à DQO do licor misto......................... 177 Figura 5.64 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do Licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores: percentuais de Fósforo total remanescente em relação à concentração de fósforo total do

licor misto. ................................................................................................................................................. 178 Figura 5.65 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do Licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores: Condutividade (µS/cm a 25ºC)..................................................................................... 179 Figura 5.66 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do Licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores: percentuais de Turbidez remanescente em relação à turbidez do sobrenadante do licor

misto. ......................................................................................................................................................... 180 Figura 5.67 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do Licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores: percentuais de DQO remanescente em relação à DQO do sobrenadante do licor misto.

................................................................................................................................................................... 181 Figura 5.68 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do Licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores: percentuais de Fósforo total remanescente em relação à concentração de fósforo total do

sobrenadante do licor misto. ...................................................................................................................... 182 Figura 5.69 – Turbidez remanescente em função da dosagem de coagulante e da razão de recirculação em

ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto ................................................................... 184 Figura 5.70 – DQO remanescente em função da dosagem de coagulante e da razão de recirculação em ensaios de

coagulação-floculação-flotação com o licor misto..................................................................................... 184 Figura 5.71 – Concentração de fósforo remanescente em função da dosagem de coagulante e da razão de

recirculação em ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto ......................................... 184 Figura 5.72 – Custo, em R$/m3, e dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de turbidez,

fósforo e DQO, para coagulação/precipitação-floculação-sedimentação do licor misto do tanque de aeração

da ETE Jardim das Flores (Rio Claro - SP) ............................................................................................... 186 Figura 5.73 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do Efluente da ETE Jardim das Flores (Vf: 20

cm/min): percentuais de Turbidez remanescente. ...................................................................................... 192

vi

Figura 5.74 – Diagrama de coagulação-floculação- flotação do Efluente da ETE Jardim das Flores (Vf: 20

cm/min): percentuais de DQO remanescente. ............................................................................................193 Figura 5.75 – Diagrama de coagulação-floculação- flotação do Efluente da ETE Jardim das Flores (Vf: 20

cm/min): percentuais de Fósforo total remanescente................................................................................194 Figura 5.76 – Diagrama de coagulação-floculação- flotação do Efluente da ETE Jardim das Flores (Vf: 20

cm/min): percentuais de Cor aparente remanescente. ...............................................................................195 Figura 5.77 – Diagrama de coagulação-floculação- flotação do Efluente da ETE Jardim das Flores (Vf: 10

cm/min): percentuais de Turbidez remanescente. ......................................................................................196 Figura 5.78 – Diagrama de coagulação-floculação- flotação do Efluente da ETE Jardim das Flores (Vf: 10

cm/min): percentuais de DQO remanescente. ............................................................................................197 Figura 5.79 – Diagrama de coagulação-floculação- flotação do Efluente da ETE Jardim das Flores (Vf: 10

cm/min): percentuais de Fósforo total remanescente.................................................................................198 Figura 5.80 – Diagrama de coagulação-floculação- flotação do Efluente da ETE Jardim das Flores (Vf: 10

cm/min): percentuais de Cor aparente remanescente. ...............................................................................199 Figura 5.81 – Diagrama de coagulação-floculação- flotação do Efluente da ETE Jardim das Flores (Vf: 20

cm/min): Condutividade (µS/cm a 25ºC). ..................................................................................................200 Figura 5.82 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de turbidez pelo custo por metro

cúbico tratado (relação “benefício/custo”) em ensaios de coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min)

com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP). ........................................................................202 Figura 5.83 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de DQO pelo custo27 por metro


com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) .........................................................................203 Figura 5.84 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de fósforo pelo custo27 por metro


com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) .........................................................................203 Figura 5.85 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de cor aparente pelo custo27 por

metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”) em ensaios de coagulação-floculação-flotação (Vf: 10

cm/min) com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP)...........................................................204 Figura 5.86 – Custo com operação, em R$/m3, e dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de

turbidez, fósforo, DQO e cor aparente, para ensaio de coagulação-floculação-flotação do efluente da ETE

Jardim das Flores (Rio Claro - SP).............................................................................................................204

vii

LISTA DE TABELAS Tabela 3.1 – Classificação das partículas do esgoto por faixa de tamanho ........................................................... 11 Tabela 3.2 – Reações e constantes de equilíbrio para espécies de ferro................................................................ 26 Tabela 3.3 – Características médias de lagos, rios e águas marinhas costeiras de acordo com o nível trófico ..... 34 Tabela 3.4 – Padrões de qualidade para fósforo total em águas doces, por classe do corpo receptor, de acordo

com as resoluções nº 20 e nº 357 do CONAMA.......................................................................................... 37 Tabela 3.5 – Vantagens e desvantagens da adição de sais metálicos para remoção de fósforo de acordo com o

local da ETE................................................................................................................................................. 43 Tabela 3.6 – Características de sistemas clássicos de tratamento de esgoto sanitário e sistemas com reator UASB

seguido de pós-tratamento ........................................................................................................................... 49 Tabela 3.7 – Idade do lodo mínima necessária para nitrificação........................................................................... 53 Tabela 3.8 – Estudos sobre pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios por coagulação/precipitação, com

separação de sólidos flotação por ar dissolvido ou sedimentação................................................................ 63 Tabela 4.1 – Análises realizadas, por tipo de efluente, no perfil 24 horas da ETE Jardim das Flores .................. 83 Tabela 4.2 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com efluente do RALEx...................... 84 Tabela 4.3 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-flotação com efluente do RALEx............................... 88 Tabela 4.4 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto do tanque de aeração

da ETE Jardim das Flores ............................................................................................................................ 90 Tabela 4.5 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto do tanque de aeração da

ETE Jardim das Flores ................................................................................................................................. 91 Tabela 4.6 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente da ETE Jardim das Flores

..................................................................................................................................................................... 92 Tabela 4.7 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto do tanque de aeração da

ETE Jardim das Flores ................................................................................................................................. 93 Tabela 5.1 - Resumo estatístico dos dados obtidos no perfil 24 horas do reator anaeróbio de leito expandido

realizado em 23 de outubro de 2002 .......................................................................................................... 101 Tabela 5.2 - Resumo estatístico dos dados do perfil 24 horas da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) .......... 107 Tabela 5.3 – Resultados dos ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do

RALEx....................................................................................................................................................... 112 Tabela 5.4 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-

floculação-sedimentação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente do RALEx – manhã (1ª

série) .......................................................................................................................................................... 120 Tabela 5.5 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-

floculação-sedimentação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente do RALEx – manhã (2ª

série) .......................................................................................................................................................... 129 Tabela 5.6 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-

floculação-sedimentação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente do RALEx – Tarde .... 136

viii

Tabela 5.7 – Coeficientes de correlação amostral entre diferentes parâmetros analisados nos ensaios de

coagulação-floculação-flotação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente do RALEx coletado

no período da manhã, para .........................................................................................................................149 Tabela 5.8 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-

floculação-flotação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente do RALEx – Tarde .............158 Tabela 5.9 – Resultados dos ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto do

tanque de aeração da ETE Jardim das Flores. ............................................................................................173 Tabela 5.10 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-

floculação-sedimentação para obtenção dos diagramas de coagulação do Licor misto do tanque de aeração

da ETE Jardim das Flores .........................................................................................................................183 Tabela 5.11 – Resultados dos ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente final

da ETE Jardim das Flores. .........................................................................................................................188 Tabela 5.12 – Resultados dos ensaios preliminares de coagulação-floculação-flotação com o efluente final da

ETE Jardim das Flores. ..............................................................................................................................190 Tabela 5.13 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-

floculação-flotação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente da ETE Jardim das Flores.201

ix

LISTA DE ABREVIATURAS, SIGLAS E SÍMBOLOS

CSC – Concentração da solução-mãe de cloreto férrico, em mg/L de FeCl3.6H2O

DC – Dosagem de cloreto férrico, em mg/L de FeCl3.6H2O

EESC – Escola de Engenharia de São Carlos

ETE – Estação de tratamento de esgoto

Gf – Gradiente de velocidade médio na floculação, em s–1

Gm – Gradiente de velocidade médio na mistura rápida, em s–1

RALEx – Reator anaeróbio de leito expandido

Tf – Tempo de floculação, em minutos

Tflot – Tempo de flotação, em minutos

Tm – Tempo de mistura rápida, em segundos

Ts – Tempo de sedimentação, em minutos

USP – Universidade de São Paulo

Vf – Velocidade de flotação, em cm/min

Vs – Velocidade de sedimentação, em cm/min

PPGSHS-EESC – Programa de Pós-Graduação do Departamento de Hidráulica e Saneamento

da Escola de Engenharia de são Carlos

P – Concentração de fósforo total, em mg P/L

Pf – Concentração de fósforo da amostra filtrada, em mg P/L

DQO ou DQOt – Demanda química de oxigênio, em mg/L

DQOf – Demanda química de oxigênio da amostra filtrada, em mg/L

R – Razão de recirculação (%)

Psat – Pressão na câmara de saturação (kPa)

r - coeficiente de correlação amostral

x

RESUMO

SANTOS, H.R. Coagulação/precipitação de efluentes de reator anaeróbio de leito

expandido e de sistema de lodo ativado precedido de reator UASB, com remoção de

partículas por sedimentação ou flotação. 2006. 216p + Anexos. Tese (Doutorado) -

Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.

Os reatores anaeróbios de concepção mais moderna (e.g., UASB e RALEx)

possibilitam a remoção de 65 a 75% de matéria orgânica do esgoto sanitário, com custos de

implantação e operação relativamente baixos, em comparação com os processos aeróbios

convencionais. Entretanto, esses reatores geralmente são pouco eficientes na remoção de

nutrientes e seus efluentes podem apresentar concentrações relativamente elevadas de

material orgânico e de sólidos suspensos. Para melhorar a qualidade dos efluentes desses

reatores, algumas configurações de pós-tratamento têm sido empregadas no Brasil, dentre as

quais os sistemas de lodo ativado e a coagulação/precipitação com sais metálicos, geralmente

seguida de flotação por ar dissolvido. Nesta pesquisa, foi avaliada a aplicabilidade da

coagulação/precipitação com cloreto férrico, a partir de testes em unidades de coagulação em

escala de bancada (jar test e flotateste), para três sistemas de pós-tratamento de efluentes de

reatores anaeróbios, a saber: coagulação/precipitação do efluente de um reator anaeróbio

(RALEx); “co-precipitação” em um sistema de lodo ativado; e “pós-precipitação” do efluente

do sistema de lodo ativado. Cada um desses sistemas foi testado com separação de sólidos por

sedimentação ou por flotação por ar dissolvido, constituindo seis distintas configurações de

pós-tratamento. O pós-tratamento do efluente do reator anaeróbio por coagulação/precipitação

se mostrou uma alternativa viável técnica e economicamente, tanto para a sedimentação

quanto para a flotação por ar dissolvido. Os diagramas de coagulação obtidos tanto nos

ensaios de sedimentação quanto nos de flotação demonstraram que a coagulação/precipitação

do efluente do RALEx ocorria de modo mais eficiente para valores de pH entre 5 e 7. A

coagulação/precipitação do licor misto com cloreto férrico também se mostrou uma opção

atrativa, propiciando a obtenção de efluente bastante clarificado, com possibilidades de reúso.

Nessa opção, obtiveram-se eficiências adicionais (i.e., em relação ao sobrenadante do licor

misto) de remoção de turbidez, DQO e fósforo de, respectivamente, 80%, 72% e 85%, com

dosagem de 80 mg de FeCl3.6H2O/L (48 mg de FeCl3/L). Para a coagulação com cloreto

férrico, a flotação não apresentou bons resultados na remoção de turbidez, DQO e fósforo

xi

para separação de sólidos do licor misto. O mesmo ocorreu para o efluente final da ETE

quando a etapa de separação de sólidos foi a sedimentação. Quando a separação de sólidos foi

feita por flotação, obtiveram-se eficiências de remoção de turbidez, DQO e fósforo de,

respectivamente, 68%, 53% e 83%, com dosagem de 80 mg de FeCl3.6H2O/L.

Palavras-chave: esgoto sanitário; reator anaeróbio de leito expandido; reator anaeróbio de

manta de lodo (UASB); coagulação; precipitação; sedimentação; flotação por

ar dissolvido; cloreto férrico.

xii

ABSTRACT

SANTOS, H.R. Coagulation/precipitation of effluents from anaerobic expanded bed

reactor and activated sludge system preceded by UASB reactor, with particle removal

by sedimentation or flotation. 2006. 216p. + Annexes. Thesis (Doctoral) - Escola de

Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.

The anaerobic reactors of modern conception (e.g., UASB and RALEx) remove from

65 to 75% of sanitary wastewater organic matter with relatively low construction, operation,

and maintenance costs, in comparison with conventional aerobic processes. Nevertheless, that

reactors are usually little efficient in nutrient removal and their effluents may present

relatively high organic matter and suspended solid concentrations. In order to improve the

quality of effluents from anaerobic reactors, some post-treatment concepts have been

employed in Brazil, among which activated sludge systems and coagulation/precipitation with

metallic salts, generally followed by dissolved air flotation. In this research,

coagulation/precipitation with ferric chloride was assessed using sedimentation and flotation

lab-scale test units (jar test and flotateste, respectively) to three post-treatment systems,

namely: coagulation/precipitation of effluent from anaerobic reactor; “co-precipitation” (in

the mixed liquor from activated sludge system); and “post-precipitation” of effluent from

activated sludge system. Each system was assessed with solids separation with sedimentation

and dissolved air flotation, constituting six different post-treatment scenarios.

Coagulation/precipitation of the effluent from the anaerobic reactor showed to be technical

and economically attractive, not only for sedimentation but also for dissolved air flotation.

Coagulation diagrams obtained in sedimentation and flotation essays showed that

coagulation/precipitation of the effluent from RALEX was more efficient when pH values

were between 5 and 7. The mixed liquor coagulation/flocculation with ferric chloride were

also an attractive option, resulting in a low turbidity effluent suitable for reuse. In this option,

additional removals (i.e., in relation to decanted mixed liquor) of turbidity, COD e phosphorus

were obtained: 80%, 72% and 85%, respectively, with the dosage of 80 mg FeCl3.6H2O/L (48

mg FeCl3/L). Flotation did not presented good results in the removal of turbidity, COD and

phosphorus in mixed liquor coagulation/precipitation with ferric chloride. The same was to

the effluent from the WWTP when sedimentation was employed in the solids separation step.

xiii

When solids separation was made using flotation, the removal efficiencies of turbidity, COD

and phosphorus were, respectively, 68%, 53%, and 83% for the dosage of 80 mg

FeCl3.6H2O/L.

Key-words: sanitary wastewater; anaerobic expanded bed reactor; upflow anaerobic expanded

bed (UASB) reactor; coagulation; precipitation; sedimentation; dissolved air

flotation; ferric chloride.

1

1. INTRODUÇÃO

A evolução do conhecimento sobre o processo anaeróbio aplicado ao tratamento de

águas residuárias vem possibilitando o desenvolvimento de configurações de estações de

tratamento de esgoto (ETEs) mais econômicas e sustentáveis do que os sistemas aeróbios

convencionais, principalmente para regiões de clima quente ou moderado.

As configurações mais recentes de reatores anaeróbios modernos, com destaque para o

UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket), possibilitam a remoção confiável de grande parte

da matéria orgânica do esgoto (cerca de 65 a 75%) com custos de implantação e operação

consideravelmente menores do que os de sistemas convencionais. Os principais fatores que

determinam esses baixos custos são: reduzido tempo de detenção hidráulica (o que resulta em

pequenas unidades), baixa produção de lodo (pequenas unidades para manejo e menor custo

para disposição) e desnecessidade de energia elétrica para aeração e mistura.

Embora essas características favoreçam seu uso em regiões tropicais, principalmente

para a remoção de parte da matéria orgânica do esgoto, os reatores anaeróbios apresentam

algumas limitações. Por exemplo, são pouco eficientes na remoção de macronutrientes

(nitrogênio e fósforo) e de patogênicos, e apresentam concentrações de matéria orgânica e de

sólidos relativamente elevadas no efluente, de modo que seus efluentes geralmente não têm

qualidade suficiente para atender aos padrões de emissão e qualidade preconizados na

legislação ambiental brasileira.

Dentre as alternativas que têm sido empregadas com sucesso no pós-tratamento de

reatores anaeróbios, podem ser destacados os sistemas físico-químicos com emprego de sais

metálicos (coagulação/precipitação) –– principalmente aqueles com separação final por

flotação por ar dissolvido –– e os sistemas de lodo ativado. As características mais vantajosas

dessas alternativas relacionam-se à capacidade de remoção complementar de certos

constituintes do esgoto que não são removidos eficientemente em reatores anaeróbios,

obtendo-se um efluente final de boa qualidade a um custo global menor do que o de sistemas

convencionais. Além disso, as unidades de tratamento de sistemas de lodo ativado e de

tratamento físico-químico são compactas (necessitam de pouca área), principalmente quando

empregadas no pós-tratamento de reatores anaeróbios, o que favorece seu uso em áreas de

2

maior concentração urbana, onde o custo dos terrenos é maior e os problemas relacionados à

manutenção da qualidade das águas são mais graves.

Pós-tratamento de reatores anaeróbios por coagulação/precipitação

Os sistemas de tratamento físico-químico com o uso de sais de metais trivalentes e

mesmo polímeros auxiliares, com separação dos flocos por decantação ou flotação por ar

dissolvido, são geralmente eficientes na remoção de fósforo e de material coloidal e em

suspensão do esgoto. Todavia, esses sistemas apresentam eficiência de remoção de matéria

orgânica solúvel muito baixa. Para esgoto bruto, a eficiência de tais tratamentos não

ultrapassa a faixa de 60 a 65%, em relação à DBO e DQO. Contudo, quando se utiliza o

tratamento biológico anaeróbio a montante de unidades de tratamento físico-químico tem-se

uma boa redução da matéria orgânica solúvel do esgoto, permitindo que o sistema combinado

tenha uma boa eficiência final em relação à matéria orgânica e também em relação ao fósforo.

Diversas pesquisas desenvolvidas no Brasil demonstraram a aplicabilidade do uso de

coagulantes (sais metálicos e/ou polieletrólitos) no pós-tratamento de efluentes de reatores

biológicos. Na maioria dos casos, a configuração empregada consiste de: pré-tratamento em

reatores anaeróbios, coagulação, floculação e separação de sólidos por flotação por ar

dissolvido. Essa configuração apresenta eficiências consideráveis de remoção de fósforo e de

sólidos suspensos, resultando também na remoção complementar do material orgânico que se

encontrar na forma de partículas suspensas ou coloidais. Outros aspectos favoráveis da

flotação são o teor de umidade relativamente baixo no lodo flotado e a elevação na

concentração de oxigênio dissolvido no efluente final. (CAMPOS et al., 1996; REALI et al.,

1998; PENETRA, 1998; MARCHIORETTO, 1999; CARVALHO, 2003; PENETRA, 2003;

PINTO FILHO e BRANDÃO, 2001; AISSE et al., 2001a, entre outros). Em virtude desses

resultados, novas estações de tratamento foram projetadas no Brasil com base nessa

concepção, sendo que algumas já estão em operação.

Apesar dos bons resultados obtidos, existem alguns aspectos negativos geralmente

atribuídos ao uso da flotação por ar dissolvido, com destaque para os custos relativamente

elevados de implantação (elevada mecanização) e operação (gasto com energia elétrica), e a

complexidade operacional, exigindo funcionários mais bem qualificados (AISSE et al.,

2001a).

Em face dessas restrições, o uso da flotação torna-se viável na medida em que suas

características favoráveis (qualidade do efluente, economia com coagulantes, concentração de

sólidos no lodo etc.) justifiquem os acréscimos nos custos em comparação com a

3

sedimentação. Contudo, existem indícios de que a configuração reator anaeróbio seguido de

coagulação-floculação-sedimentação pode fornecer um efluente de boa qualidade. Em um

estudo comparativo realizado por Sinelli (2002), ”um sistema composto por decantador

lamelar e adensamento de lodo por gravidade resultou em um custo de implantação quase

50% menor do que o de um sistema de flotação por ar dissolvido”, ambos empregados no pós-

tratamento de reatores anaeróbios. Além disso, em ensaios em uma unidade piloto com

decantador lamelar, empregada no pós-tratamento de reatores anaeróbios, o autor obteve

eficiências de remoção de fósforo, DQO e SST similares às obtidas em sistemas de pós-

tratamento de efluentes de reatores anaeróbios com flotação por ar dissolvido.

Pós-tratamento de reatores anaeróbios em sistemas de lodo ativado

Diversos pesquisadores defendem a aplicação de sistemas de lodo ativado para o pós-

tratamento de efluentes de reatores anaeróbios modernos: Van Haandel e Lettinga (1994),

Van Haandel e Marais (1999), Além Sobrinho e Kato (1999), Von Sperling (2002), entre

outros. Segundo esses autores, a configuração anaeróbio/aeróbio permite atingir uma

qualidade no efluente final da ETE similar à obtida em sistemas de lodo ativado convencional,

sendo que com grande economia no investimento inicial e nos custos operacionais; além

disso, o tratamento do lodo pode ser feito no próprio reator anaeróbio. Os mesmos autores

argumentam que, em países de clima quente, como o Brasil, o dimensionamento do sistema

de lodo ativado deve contemplar não apenas a remoção de material orgânico, mas também a

nitrificação e a desnitrificação.

A necessidade de se promover a nitrificação se deve ao fato de que a taxa de

crescimento das bactérias nitrificantes é muito elevada em temperaturas acima de 20º C,

normalmente observadas no esgoto brasileiro. Desse modo, se o dimensionamento não previr

aeração suficiente para promover a nitrificação, haverá competição entre as bactérias

nitrificantes e as responsáveis pela oxidação do material orgânico, e os dois processos

(nitrificação e oxidação da matéria orgânica) resultarão incompletos, com grande prejuízo

para a qualidade do efluente final. Além disso, a deficiência na aeração poderá induzir o

desenvolvimento de lodo filamentoso, que apresentará má sedimentabilidade no decantador

secundário, prejudicando ainda mais a qualidade do efluente final (VAN HAANDEL e

MARAIS, 1999). A inclusão da nitrificação em um sistema de lodo ativado implica no

aumento dos custos principalmente com o sistema de aeração da ETE.

A desnitrificação é necessária também por razões operacionais. Se não se previr uma

região anóxica no reator de lodo ativado para promover a desnitrificação, esta muito

4

provavelmente ocorrerá (de modo “descontrolado”) no decantador secundário. Caso isso

ocorra, as bolhas de nitrogênio geradas no decantador subirão à superfície livre, agregando-se

a flocos de lodo durante sua trajetória ascendente, formando uma camada de lodo flutuante

que acaba sendo descarregada no efluente final da ETE. Além disso, em virtude da

necessidade de uma fonte de carbono para a desnitrificação, em muitos casos é necessário

desviar uma parte do efluente bruto diretamente para a região anóxica do reator de lodo

ativado, sem passar pelo reator anaeróbio. Nesse caso, o uso do reator anaeróbio ainda é

vantajoso (em comparação com o tratamento convencional) para promover a estabilização do

lodo gerado (VAN HAANDEL e MARAIS, 1999). A inclusão da desnitrificação em um

sistema de lodo ativado usado no pós-tratamento de anaeróbios resulta no aumento dos custos

de construção (mais equipamentos para mistura e reator de lodo ativado maior –– embora o

reator anaeróbio possa ser menor) e operação (energia para mistura) da ETE.

Em relação à remoção de fósforo, Van Haandel e Marais (1999) e Além Sobrinho e

Jordão (2001) argumentam que sua remoção biológica em sistemas anaeróbio/aeróbio não é

viável, porque a remoção do material orgânico mais facilmente degradável no reator

anaeróbio prejudica o processo de acumulação de fósforo em excesso (luxury uptake) pelos

organismos Poli-P na etapa aeróbia do processo. Além disso, perde-se a vantagem de

promover a digestão do lodo no reator anaeróbio, já que, assim procedendo, o fósforo seria

liberado para a fase líquida pelos microrganismos Poli-P.

De acordo com os argumentos acima, portanto, face às exigências operacionais dos

sistemas de lodo ativado operados em regiões de clima quente, sua utilização no pós-

tratamento de reatores anaeróbios implica em um sistema “robusto”, que deve incluir a

remoção biológica de nitrogênio, mas que inviabiliza a remoção biológica de fósforo.

Van Haandel e Lettinga (1994), entretanto, argumentam que a remoção de fósforo

muitas vezes é mais importante do que a de nitrogênio, porque em muitas águas de superfície

o fator limitante ao crescimento primário é o fósforo e não o nitrogênio. Além disso, alguns

microrganismos são capazes de sintetizar amônia a partir do nitrogênio molecular, de modo

que existe sempre uma fonte potencialmente abundante de nitrogênio em qualquer corpo

hídrico superficial. Logo, uma restrição em relação à configuração “anaeróbio/lodo ativado

com nitrificação e desnitrificação” é que, além do custo elevado, a remoção de nitrogênio,

mesmo que quase completa, em muitos casos pode não ser suficiente para prevenir a

eutrofização no corpo d’água receptor.

Além do sistema que inclui a remoção biológica de nitrogênio, outras configurações

do sistema de lodo ativado que potencialmente oferecem boa estabilidade operacional são os

5

sistemas que incluem a adição de sais metálicos para coagulação/precipitação (e, às vezes,

polieletrólitos para coagulação/floculação), sendo que, nesses casos, há a vantagem de

poderem ser obtidas elevadas eficiências de remoção de fósforo.

Delineamento da pesquisa

Em face dos argumentos apresentados, fica evidente o potencial da associação do

tratamento físico-químico com emprego de sais metálicos (e polieletrólitos) aos processos

biológicos para implementação de ETEs mais eficientes, mais estáveis operacionalmente e

capazes de promover elevada remoção de, principalmente, fósforo e material particulado. Os

sistemas de tratamento de esgoto envolvendo coagulação/precipitação apresentam ainda

outros aspectos vantajosos, principalmente se associados a reatores biológicos preexistentes:

requerem baixo custo de implantação e podem ser empregados em casos em que os reatores

biológicos estejam sobrecarregados ou em estações de tratamento de cidades onde a

população é flutuante, em que ocorrem grandes variações na carga orgânica e na vazão.

Nesta pesquisa, foi realizado um estudo sobre o emprego da coagulação/precipitação

com cloreto férrico em sistemas de pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, tendo

em vista a avaliação de seis concepções de ETEs, as quais são apresentadas na Figura 1.1.

Essas configurações teoricamente permitem a obtenção de efluentes com concentrações muito

baixas de material orgânico, fósforo e sólidos em suspensão (e elevada eficiência de

nitrificação, nas opções 3, 4, 5 e 6), o que aumenta as chances de reúso, ou de atingir os

padrões estabelecidos para esses constituintes na legislação ambiental, e possibilita o uso de

sistemas de desinfecção bastante econômicos, por exemplo, tanto com radiação ultravioleta

como com sistema de cloração/descloração.

As opções estudadas envolvem, portanto, o pós-tratamento do efluente de reatores

anaeróbios por (a) coagulação/precipitação do próprio efluente do reator anaeróbio (opções 1

e 2), (b) coagulação/precipitação do licor misto do reator de lodo ativado (opções 3 e 4) e (c)

coagulação/precipitação do efluente final do sistema de lodo ativado que foi empregado no

pós-tratamento do efluente anaeróbio (opções 5 e 6). Para essas três alternativas, estudou-se a

separação final de partículas por sedimentação (opções 1, 3 e 5) e flotação por ar dissolvido

(opções 2, 4, e 6).

6

REATOR ANAERÓBIO

REATOR ANAERÓBIO

REATOR ANAERÓBIO

ADIÇÃO DE COAGULANTES



REATOR DE LODO ATIVADO

RASPADOR DE LODO

REATOR ANAERÓBIO



RASPADOR DE LODO

REATOR ANAERÓBIO



LODO

REATOR ANAERÓBIO



RASPADOR DE LODO

LODO (FÓSFORO PRECIPITADO)

LODO

LODO

LODO



MISTURA RÁPIDA

FLOCULAÇÃO

MISTURA RÁPIDA

FLOCULAÇÃO


MISTURA RÁPIDA

FLOCULAÇÃO

MISTURA RÁPIDA

FLOCULAÇÃO


DECANTADOR SECUNDÁRIO





FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO




1

2

3

5

6

4

Figura 1.1 – Concepções de ETEs estudadas nesta pesquisa que conjugam sistemas biológicos

e físico-químicos para pós-tratamento de reator anaeróbio

7

A avaliação quanto à aplicabilidade da coagulação/precipitação com cloreto férrico

nos sistemas de pós-tratamento indicados na Figura 1.1 foi realizada a partir dos resultados de

diversos ensaios em reatores de bancada (batch), com separação de sólidos por sedimentação

(jar test) e flotação (flotateste), que possibilitaram a análise das vantagens e desvantagens do

emprego desses sistemas –– principalmente no que se refere às características do efluente

final obtido e aos custos de implantação e operação ––, a descrição “qualitativa” das

condições operacionais mais adequadas para cada concepção de tratamento e a definição de

um método para determinação das dosagens de coagulante que resultam na minimização dos

custos e, simultaneamente, na maximização da eficiência de remoção dos constituintes do

esgoto.

8

2. OBJETIVOS

Este trabalho tem o objetivo principal de avaliar o potencial de aplicação da

coagulação/precipitação com cloreto férrico em sistemas de pós-tratamento de efluentes de

reatores anaeróbios empregados no tratamento de esgoto sanitário, principalmente no que

concerne à eficiência de remoção de matéria orgânica, material particulado e fósforo e aos

custos operacionais e de implantação de ETEs.

As opções investigadas nesta pesquisa foram: (a) coagulação/precipitação do efluente

de um reator anaeróbio de leito expandido; (b) coagulação/precipitação do licor misto de um

sistema de lodo ativado empregado no pós-tratamento de reator UASB; e (c)

coagulação/precipitação do efluente do sistema de lodo ativado empregado no pós-tratamento

de reator UASB. Nessas alternativas, foi investigado o emprego da sedimentação e da flotação

por ar dissolvido para a separação final de sólidos da fase líquida. As alternativas investigadas

podem ser ilustradas pelas configurações apresentadas na Figura 1.1 (página 6).

Para consecução dos objetivos principais, foram considerados os seguintes objetivos

específicos:

• Investigar as condições operacionais (dosagem de coagulante, pH, mistura rápida,

floculação e separação de sólidos) mais adequadas para remoção de fósforo, DQO, cor

aparente e turbidez (partículas suspensas e coloidais) na coagulação/precipitação dos

efluentes estudados, em unidades em escala de laboratório com separação de sólidos por

sedimentação (jar test) e flotação por ar dissolvido (flotateste);

• Avaliar, a partir da elaboração de diagramas de coagulação, a aplicabilidade da adição

de ácidos ou de alcalinizantes (i.e., a influência do pH) na eficiência e nos custos da

coagulação/precipitação e como estratégia para controle de odores em ETEs que

empregam reatores anaeróbios para “pré-tratamento” do esgoto;

• Desenvolver um método para determinação da dosagem “ótima” de coagulante, com

base na maximização das eficiências de remoção dos constituintes do esgoto e na

minimização dos custos;

9

• Avaliar o emprego da sedimentação e da flotação por ar dissolvido na separação das

fases sólida e líquida após a coagulação/precipitação dos efluentes estudados,

considerando-se principalmente a qualidade do efluente obtido e os custos operacionais.

10

3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

3.1 Considerações iniciais

Neste capítulo, inicialmente são feitas algumas breves considerações sobre a

importância das características das partículas encontradas no esgoto, em relação aos sistemas

de tratamento. A seguir é apresentada uma revisão da literatura sobre os aspectos

fundamentais da coagulação e da precipitação com o uso de sais metálicos. Nos subitens

seguintes é apresentada uma análise das principais alternativas empregadas no pós-tratamento

de reatores anaeróbios, com destaque para aqueles envolvendo o tratamento físico-químico

(coagulação e precipitação) e os sistemas de lodo ativado. Complementarmente são avaliados

os principais aspectos relativos à sedimentação e à flotação por ar dissolvido, quando essas

alternativas são empregadas na separação de sólidos em alguns sistemas de tratamento de

esgoto.

3.2 Partículas no esgoto

Além de poderem ser interpretados em termos de “parâmetros não-específicos” (p.ex.,

DQO, DBO, etc.), os constituintes do esgoto podem também ser entendidos como partículas,

que ocorrem em uma grande faixa de tamanho, variando desde menos de 0,001 µm a mais de

100 µm. Uma das primeiras classificações para o tamanho das partículas presentes no esgoto

foi proposta por Rudolfs e Balmat (1952). Muitas vezes, entretanto, é utilizada a classificação

decorrente do ensaio de sólidos suspensos (SS) preconizada no Standard Methods for the

Examination of Water and Wastewater (APHA/AWWA/WEF, 1998). Essas classificações são

apresentadas na Tabela 3.1. Neste texto, será utilizada preferencialmente a classificação

sugerida por Rudolfs e Balmat (1952).

O tamanho e a distribuição de tamanho das partículas interferem no desempenho de

praticamente todos os tipos de processos e operações empregados no tratamento de esgoto

(SANTOS et al., 2004). Tanto que, em geral, esses processos e operações atuam (removem,

11

degradam, coagulam etc.) primordialmente em faixas de tamanho específicas, de modo que as

partículas de outras faixas, em muitos casos, precisam ser removidas em outras unidades de

(pré- ou pós-) tratamento. Vale ressaltar, entretanto, que a distribuição do tamanho das

partículas no esgoto pode mudar consideravelmente com sua passagem pelas unidades do

sistema de tratamento. Na Figura 3.1, são apresentadas as faixas de tamanho de partículas de

alguns dos constituintes do esgoto e as faixas de tamanho de partículas nas quais algumas das

tecnologias de tratamento de esgoto são efetivas.

Tabela 3.1 – Classificação das partículas do esgoto por faixa de tamanho Classificação de partículas por faixa de tamanho Faixa de tamanho das

partículas Rudolfs e Balmat (1952) APHA/AWWA/WEF (1998) < 0,001 µm Solúveis 0,001 µm a 1 µm Coloidais Dissolvidos

1 µm a 100 µm Supra-coloidais > 100 µm Sedimentáveis Suspensos* *Os sólidos suspensos que sedimentam em cone Imhoff no intervalo de 1 hora são denominados “sólidos sedimentáveis”. Embora não seja definida uma faixa de tamanho das partículas nessa parcela, estas são geralmente maiores que 50 µm.

Tamanho das partículas (µm)

Fragmentos de células

Coagulação/floculação

Ultrafiltração

Microfiltração

Massa molecular (valor aproximado)

-1

Con

stitu

inte

s en

cont

rado

s em

es

goto

dec

anta

do

Aminoácidos

110

Uni

dade

s e

proc

esso

s de

tr

atam

ento

10

-3

1010

-410

2 10

10

3 4

-2

10

10

5 6 1010

10

7

Enzimas exocelulares

Polissacarídeos

Osmose reversa

Adsorção em carvão ativado

Carboidratos

Ácidos graxosVitaminas

Troca Iônica

Lodo ativado

Proteinas

Compostos recalcitrantes

Ácidos fúlvicos

Ácidos húmicos

Clorofila

Nutrientes RNA

Vírus

10

10

10

8 9

10 210

Filtração

SedimentaçãoMicropeneiramento

Flotação

DNA

Algas e protozoários

Flocos biológicos

Resíduos orgânicos

Bactérias

Precipitação

Figura 3.1 – Tamanho de partículas dos constituintes do esgoto e faixa de atuação das

unidades de tratamento por tamanho de partículas (Fonte: adaptado de LEVINE et al., 1985)

12

Outro aspecto importante é que os constituintes que se deseja remover do esgoto estão

muitas vezes associados às partículas predominantes em determinadas faixas de tamanho.

Logo, com base na eficiência de remoção das unidades e no conhecimento da distribuição de

tamanho de partículas do esgoto, pode ser estimada a eficiência de remoção de uma unidade

de tratamento. Por exemplo, analisando as frações do esgoto bruto de 8 estações de tratamento

de esgoto na Holanda, Van Nieuwenhuijzen (2001)1 apud Mels (2001) obteve os resultados

apresentados na Figura 3.2. Nessa figura, observa-se que, por exemplo, aproximadamente

25% da DQO, 15% da DBO, 8% do N-NTK e 10% do fósforo total estavam associados a

partículas com tamanho maior que 50 µm. Portanto, teoricamente, apenas esses percentuais

daqueles contaminantes poderiam ser removidos por sedimentação primária. Quando se

adiciona um coagulante ao esgoto, entretanto, ocorre uma mudança na distribuição de

tamanho das partículas do mesmo, como é ilustrado para a DQO na Figura 3.3, de modo que

esses constituintes podem ser removidos mais eficientemente em uma unidade de separação

de sólidos como, por exemplo, um decantador, flotador ou filtro.

0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%

100%

0,1 1 10 100 1000

Tamanho de partícula (µm)

Per

cent

ual a

cum

ulad

o

DQODBON-NTKP-total

Figura 3.2 – Distribuição acumulada de DQO, DBO, N-Kjeldahl e P-total no esgoto, para

diferentes tamanhos de partícula (Fonte: Van Nieuwenhuijzen1, 2001, apud Mels, 2001)

1 Van Nieuwenhuijzen, (2001) Scenario studies into advanced particle removal in the physical-chemical pretreatment of wastewater. PhD thesis Delft University of Technology, Department of Sanitary Engineering.

13

0%10%20%30%40%50%60%70%80%90%

100%

0,1 1 10 100 1000

Tamanho de partícula (µm)

Perc

entu

al a

cum

ulad

o

DQO - esgoto bruto

DQO - esgoto coagulado

Figura 3.3 – Mudança na distribuição de tamanho das partículas do esgoto devida à adição de

coagulantes (a linha tracejada é ilustrativa) (Fonte: Mels, 2001)

Segundo Lawler (1997), em sistemas de tratamento físico-químico, a eficiência das

unidades está ligada principalmente às características do material particulado que se pretende

remover (tamanho, forma, densidade, carga superficial, velocidade de sedimentação e

porosidade) e ao processo de separação empregado (sedimentação, filtração, flotação etc.).

Quando são empregados coagulação e floculação de água ou esgoto, havendo ou não

precipitação de compostos solúveis, o interesse recai sobre as partículas na faixa de tamanho

coloidal, pelas razões que serão mais bem descritas a seguir.

Alguns outros aspectos importantes, relativos à distribuição de tamanho de partículas

em sistemas de tratamento biológico de esgoto, são comentados no item 3.6.2.

3.3 Fundamentos da coagulação química

Em virtude da natureza complexa e variável do esgoto, as reações decorrentes da

adição de sais metálicos trivalentes (i.e., sais de ferro e alumínio) ao esgoto são muitas vezes

numerosas, de difícil previsão e “competitivas” entre si, de modo que uma descrição “precisa”

dos fenômenos envolvidos nesse processo ainda não foi obtida, embora numerosas pesquisas

já tenham sido dedicadas a este fim. As diferenças entre os fenômenos ocorridos quando são

adicionados sais metálicos à água ou ao esgoto são geralmente marcantes. Tanto, que quando

se trata da adição de sais metálicos para o tratamento físico-químico do esgoto é mais comum

14

se encontrar na literatura a designação “precipitação”, enquanto o termo “coagulação” é

geralmente preferido para descrever os fenômenos prevalentes no tratamento de água.

Na verdade, quando são adicionados sais de ferro ou alumínio tanto à água quanto ao

esgoto, geralmente ocorrem, concorrentemente, precipitação e coagulação, sendo que no

esgoto, em face da ocorrência de maior diversidade de constituintes, e em maior

concentração, existem mais oportunidades para a precipitação de uma série de compostos

(p.ex., fosfatos e metais), que pode acontecer mais rapidamente que a coagulação. Mesmo

assim, esses precipitados precisam também ser aglutinados em partículas ou flocos de maior

tamanho (o que geralmente é obtido pela dosagem do sal metálico em “excesso” ou de

polieletrólitos) para que possam ser removidos por alguma operação de separação de sólidos

(sedimentação, filtração, flotação etc.). No tratamento de água, a menor ocorrência de

compostos com grande afinidade pelos íons metálicos trivalentes possibilita

predominantemente a formação de hidróxidos metálicos, que podem atuar na desestabilização

de partículas, principalmente na faixa de tamanho coloidal. Em face desta duplicidade de

efeitos, o termo “coagulação/precipitação” é geralmente empregado neste texto para designar

os efeitos decorrentes da adição de sais metálicos ao esgoto.

A coagulação química em sistemas de tratamento de água ou de esgoto geralmente

tem por objetivo a remoção de partículas coloidais. Isso porque a maioria dessas partículas

apresenta carga, a qual induz forças de repulsão elétrica entre partículas coloidais similares,

sendo esta a principal causa da estabilidade dos colóides (O’MELIA, 1970).

De acordo com Metcalf e Eddy (2003), o tamanho das partículas coloidais geralmente

encontradas no esgoto (predominantemente entre 0,01 e 1 µm) é tal que as forças de atração

entre as mesmas são consideravelmente menores do que as forças de repulsão elétrica; sob

tais condições, o movimento Browniano (causado pelo constante bombardeamento das

partículas coloidais pelas moléculas de água) mantém-nas em suspensão. A coagulação,

portanto, é o processo de desestabilização de partículas coloidais de forma a possibilitar seu

crescimento pela colisão entre as mesmas.

As teorias sobre desestabilização de partículas se baseiam na química dos colóides e

das superfícies. A seguir, é feita uma breve descrição sobre os sistemas coloidais e os fatores

que determinam sua estabilidade ou instabilidade.

15

3.3.1 Sistemas coloidais

Um sistema coloidal é aquele no qual as partículas se encontram em estado finamente

dividido e dispersas em um meio contínuo. Sendo assim, uma característica das partículas

coloidais é apresentarem grande superfície específica, o que pode favorecer o surgimento de

sítios carregados em sua superfície.

As partículas coloidais, entretanto, não são limitadas a um grupo particular de

substâncias, mas são definidas por seu tamanho, cuja faixa geralmente situa-se entre 10–6 e

10–3 mm, tornando-se difícil sua distinção com soluções e suspensões, respectivamente nos

limites inferior e superior.

Os sistemas coloidais podem ser classificados, de acordo com sua afinidade com a fase

dispersante, em liofóbicos e liofílicos. Quando a fase dispersante é a água, são denominados

“hidrofílicos” quando apresentam atração pelas moléculas de água (p.ex., proteínas e

substâncias húmicas) e “hidrofóbicos” quando têm pouca atração por moléculas de água

(p.ex., argilas e alguns metais).

3.3.2 Desenvolvimento de carga superficial em colóides

A estabilidade dos colóides em água ou esgoto se deve principalmente à ocorrência de

carga superficial nas partículas coloidais, a qual se desenvolve de diversas formas,

dependendo da composição química do esgoto e da natureza do colóide. Contudo, sem

importar como se desenvolve a carga superficial que promove a estabilidade do sistema

coloidal, esta deve ser superada para que as partículas possam ser agregadas em partículas

maiores, com tamanho suficiente para sedimentarem.

A carga superficial em partículas encontradas no esgoto se desenvolve mais

comumente por meio dos seguintes mecanismos (DI BERNARDO, 1993; METCALF e

EDDY, 2003):

• Substituição isomórfica. Ocorre em argilas e outras partículas do solo nas quais os

íons da estrutura cristalina são substituídos por íons da solução (p.ex., substituição de

Si+4 por Al3+);

• Imperfeições estruturais. Observado em argilas e partículas similares, nas quais o

desenvolvimento de carga pode ocorrer devido à quebra de ligações nas extremidades

da estrutura cristalina e a imperfeições na formação do cristal;

16

• Adsorção preferencial. Ocorre quando gotículas de óleo, bolhas de gás, óxidos

insolúveis (p.ex., sílica) ou outras substâncias químicas inertes são dispersas na água,

estas substâncias adquirem carga negativa por meio da adsorção preferencial de ânions

(principalmente íons hidroxila);

• Ionização. No caso de substâncias orgânicas como proteínas ou microrganismos, cujas

moléculas “gigantes” possuem muitos radicais carboxila (–COOH) e amina (–NH2), a

carga superficial é adquirida pela ionização desses grupos. Esta ionização pode ser

representada como a seguir, em que R representa o restante da molécula: −COO

NHR2

COOHNH

R +3

−

+COONH

R3

pH > 4 pH < 4 ponto isoelétrico (pH ≈ 4)

Os equilíbrios iônicos para a ionização dos radicais (i) carboxila e (ii) amina

são, respectivamente (FELTRE e YOSHINAGA, 1974):

i) R – COOH + H2O R – COO– + H3O+ Equação 3.1

ii) R – NH2 + H2O R – NH3+ + OH– Equação 3.2

Dos mecanismos apresentados para o desenvolvimento de carga superficial em

colóides, os dois primeiros se processam ainda durante a formação dos cristais de argila, de

modo que a carga resultante independe das características da fase aquosa depois que o cristal

já foi formado. Nos dois últimos, entretanto, a composição da água, especialmente o pH, é

determinante no sinal e na intensidade da carga formada. No mecanismo de adsorção

preferencial, por exemplo, a sílica se torna negativa na água para valores de pH superiores a 2,

enquanto os grupos carboxila e amina, no mecanismo de ionização, tornam-se negativos em

pH maior que 4 (DI BERNARDO, 1993).

É importante ressaltar, entretanto, que nos processos por meio dos quais os colóides

adquirem carga negativa na superfície das partículas, ocorre um balanço com os íons de carga

contrária (“contra-íons”) presentes na água de modo que o sistema coloidal não apresenta

carga elétrica “líquida” (AMIRTHARAJAH e MILLS, 1982).

17

3.3.3 Dupla camada elétrica

Quando a superfície de um colóide ou partícula se torna carregada, alguns íons de

carga oposta aderem a sua superfície. Essa adesão se deve à ocorrência de forças de atração

eletrostática e de van der Waals que são fortes o suficiente para superar as forças de

cisalhamento decorrentes da agitação térmica. Em torno dessa camada fixa de íons, forma-se

uma outra, sendo esta difusa (em virtude da agitação térmica), como ilustrado na Figura 3.4.

A dupla camada elétrica, portanto, consiste da camada compacta (camada de Stern), na qual o

potencial elétrico cai linearmente de ψo (potencial de Nernst) para ψs (potencial de Stern), e da

camada difusa, na qual o potencial cai exponencialmente de ψs a 0 (a certa distância da

partícula, na solução), conforme ilustrado na Figura 3.4 (METCALF e EDDY, 2003).

Figura 3.4 – Modelo de Stern para a dupla camada elétrica (Fonte: SHAW, 19662, apud METCALF e EDDY, 2003)

Quando uma partícula se encontra em uma solução eletrolítica e uma corrente elétrica

passa através dessa solução, a partícula, dependendo de sua carga, é atraída para um dos

2 SHAW, D.J. (1966) Introduction to colloid and surface chemistry. Butterworth, London.

18

eletrodos, carregando consigo uma nuvem de íons. O potencial na superfície dessa nuvem

(plano de cisalhamento) é denominado “potencial zeta” e seu valor deveria, teoricamente, ser

igual ao potencial de Stern (ver Figura 3.4). Entretanto, isso nem sempre ocorre, porque o

valor do potencial zeta muda dependendo da composição da solução (p.ex., pH e

concentração de íons). Apesar dessa restrição, o potencial zeta é um valor mensurável que é

freqüentemente utilizado para indicar a estabilidade de uma solução coloidal (METCALF e

EDDY, 2003).

3.3.4 Desestabilização de colóides

Em virtude do surgimento da dupla camada elétrica em colóides que desenvolvem

carga superficial, as partículas coloidais, que apresentam cargas de mesmo sinal, repelem-se

quando se aproximam umas das outras. Para se obter a desestabilização de dispersões de

partículas coloidais com cargas similares, um coagulante deve ser capaz de neutralizar ou

superar as forças de repulsão entre essas partículas.

São definidos quatro mecanismos para a desestabilização de partículas coloidais

carregadas: (a) compressão da camada difusa; (b) adsorção e neutralização de cargas; (c)

adsorção e formação de pontes; e (d) varredura (AMIRTHARAJAH e MILLS, 1982). Esses

mecanismos podem ocorrer em decorrência do uso de diversos produtos químicos. Neste

texto, optou-se por descrever os mecanismos de coagulação de acordo com o produto químico

utilizado, sendo de interesse para a discussão subseqüente: (a) eletrólitos, (b) polieletrólitos, e

(c) íons metálicos hidrolisados.

Embora a desestabilização de colóides em sistemas de tratamento de água e esgoto não

seja factível pela adição de eletrólitos indiferentes, esse mecanismo de desestabilização será

comentado brevemente a seguir, em face de sua importância conceitual e em benefício da

discussão de alguns resultados (Capítulo 5). Do mesmo modo, apesar de a

coagulação/floculação com o uso de polieletrólitos não ter sido contemplada na etapa

experimental deste trabalho, alguns aspectos importantes relativos a esta forma de agregação

de partículas também são resumidamente apresentados, por causa de sua importância atual na

melhoria da eficiência das etapas de separação de sólidos (por sedimentação, flotação,

filtração etc.) e para embasar discussões posteriores.

19

3.3.5 Desestabilização de partículas com adição de eletrólitos

Em uma suspensão coloidal, quando duas partículas coloidais similares se aproximam

uma da outra, suas camadas difusas interagem e se repelem entre si. Logo, se não houver uma

força atrativa capaz de superar essa repulsão, as partículas não se aderem e a agregação não

ocorre. Todavia, segundo O’Melia (1970), forças atrativas de van der Waals existem entre

todos os materiais, de sorte que se essas forças atrativas forem mais fortes do que a força de

repulsão entre essas camadas difusas similares, a adesão das partículas pode ocorrer. É

importante ressaltar, entretanto, que as forças de van der Waals só começam a atuar quando as

duas partículas estão bastante próximas.

A desestabilização de partículas coloidais com a adição de eletrólitos pode ocorrer

segundo pelo menos dois mecanismos, a depender da natureza do eletrólito adicionado: (a)

compressão da camada difusa, em virtude da adição de eletrólitos indiferentes e (b) redução

da carga superficial dos colóides, em decorrência das reações químicas entre íons

determinadores de potencial (i.e., ácidos ou bases fortes) com os constituintes da superfície

das partículas.

3.3.5.1 Compressão da camada difusa

Se um eletrólito indiferente (por exemplo, um sal cujos íons não adsorvem

especificamente ou interagem quimicamente com as partículas do colóide) é adicionado a

uma dispersão coloidal, os íons de carga contrária dissociados são atraídos em direção à

superfície da partícula e podem penetrar na camada difusa. Em se aumentando a concentração

de íons na camada difusa, reduz-se a distância na qual a carga da partícula primária pode

exercer efeitos de repulsão eletrostática, o que “comprime” a camada difusa. A interação

repulsiva entre partículas coloidais similares é então reduzida e, se ocorrer “compressão”

suficiente, as forças de atração de van der Waals podem promover a adesão das partículas,

quando ocorrer uma oportunidade de contato (O’MELIA, 1970).

Esse mecanismo é ilustrado na Figura 3.5a, cuja concepção se baseia na interação

entre duas placas planas ou duas esferas carregadas, conforme a teoria original de Deryagin e

Landau (1941)3 e Verwey e Overbeek (1948)4 (teoria DLVO). Nessa Figura, as linhas

3 B.V. Derjaguin, E.M. Landau, Acta Physicochim., URSS 14 1941 633.

20

tracejadas representam as “forças” de repulsão e atração entre as partículas devidas,

respectivamente, às cargas elétricas e às forças de van der Waals (potencial ψA). Supondo-se

que a “Curva de repulsão 1” (potencial ψR1) represente a condição inicial em termos de

potencial de repulsão na região próxima à superfície de uma partícula carregada, a linha sólida

(ψR1 – ψA) é a diferença entre as forças de repulsão e as forças de atração de van der Waals.

Nessa condição, as forças de atração prevalecem apenas a distâncias muito curtas ou muito

longas e existe um “máximo” repulsivo que deve ser vencido para que seja possível juntar as

duas partículas. Ao se adicionar um eletrólito indiferente (p.ex., cloreto de sódio) à solução

coloidal, atinge-se a condição 2, na qual a linha que representa a diferença entre as forças de

atração e repulsão (ψR2 – ψA) indica que praticamente não há qualquer barreira de energia a

ser vencida, possibilitando a aglutinação das partículas (METCALF e EDDY, 2003).

(a) (b)

Figura 3.5 – Representação esquemática da desestabilização de partículas por (a) compressão da camada difusa e (b) adição de íons determinadores de potencial

(Fonte: METCALF e EDDY, 2003)

De acordo com esse modelo teórico (teoria DLVO) para estabilidade de colóides, a

eficácia da desestabilização com o uso de íons de carga contrária aumenta com a sexta

potência de suas valências. Por exemplo, as concentrações teóricas de Na+, Ca2+ e Al3+

necessárias para coagular uma solução coloidal carregada negativamente obedecem à razão

4 VERWEY, E.J.W.; OVERBEEK, J.Th.G. (1948) Theory of the stability of lyophobic colloids. Amsterdam: Elsevier Publishing Company.

21

666 )3(1:

)2(1:

)1(1 ou

7291:

641:1 , respectivamente. Esses valores apresentam boa

concordância com uma regra empírica mais antiga, formulada em torno de 1900, conhecida

como Regra de Schulze-Hardy, na qual as concentrações dos íons acima necessárias para o

mesmo fim são de, respectivamente, 1000

1:100

1:1 (O’MELIA, 1970).

Na Figura 3.6-A, são apresentadas curvas esquemáticas da turbidez residual, em

função da dosagem de coagulante, para águas naturais “tratadas” com Na+, Ca2+ e Al3+, que se

mostram coerentes com a regra empírica de Schulze-Hardy e a teoria DLVO (STUMM e

O’MELIA, 1968). Entretanto, na Figura 3.6-B observa-se que a dosagem de dodecilamina

(amina de cadeia orgânica longa) necessária para a desestabilização é muito menor do que a

de Na+, embora ambos tenham a mesma carga +1. Além disso, pode haver reestabilização do

sistema coloidal em virtude da dosagem excessiva. Semelhantemente, na Figura 3.6-C

verifica-se que com o aumento na dosagem de Al3+ pode haver reestabilização do sistema e,

com nova adição de Al3+, novamente desestabilização. Na Figura 3.6-D, o comportamento da

coagulação com poliacrilamida hidrolisada se assemelha ao da dodecilamina, mas com

dosagem menor. Nenhum desses comportamentos pode ser explicado pela teoria DLVO,

indicando que além da compressão da camada difusa existem outros fenômenos envolvidos na

coagulação.

Coagulação com espécies

hidrolisadas de Al

Al

Dosagem de coagulante (mol/L)

Poliacrilamida hidrolisada

0

100

0

10-8 10-6

50

100

100

Turb

idez

rem

anes

cent

e (%

)

50

+C12H25NH3

0

50

100

0

50

Reestabilização por superdosagem

Coagulação por varredura com Al(OH)3(s)

10-210-4 1

D

C

B

2+Ca3+ Na+

A

Figura 3.6 – Curvas de turbidez remanescente em função da dosagem de alguns coagulantes

(Fonte: O’MELIA, 1970)

22

No caso do íon dodecilamônio, por este ser um surfactante (i.e., apresenta tendência a

se acumular nas superfícies), a coagulação se dá pela adsorção do mesmo à superfície das

partículas coloidais; se houver dosagem excessiva a quantidade de moléculas adsorvidas pode

ser tal que provoque reversão das cargas das partículas. O comportamento da coagulação com

polieletrólitos e com íons metálicos trivalentes, como o Al3+, é descrito mais adiante, nos itens

3.3.6 e 3.3.7, respectivamente.

3.3.5.2 Desestabilização com íons determinadores de potencial

Segundo a definição do International Union of Pure and Applied Chemistry (IUPAC,

1997), íons determinadores de potencial são: “aquelas espécies que, em virtude de sua distribuição eletrônica entre as fases sólida e

líquida (ou devido ao seu equilíbrio com os elétrons no sólido) determinam a diferença no

potencial Galvânico entre essas fases. Esta definição requer que os íons determinadores

de potencial sejam parte do adsorvente e pertençam à categoria de íons de superfície.”

O IUPAC (1997) define íons de superfície como “os íons constituintes de uma

superfície ou que apresentem afinidade particularmente alta pela superfície ou por sítios nela

existentes”.

A adição de íons determinadores de potencial a uma solução coloidal pode ser

ilustrada pela adição de ácidos ou bases fortes. De modo semelhante à adição de eletrólitos

indiferentes, a adição desses ácidos ou bases provoca um aumento na concentração de íons na

solução. Entretanto, nesse caso, os íons H+ ou OH– reagirão com radicais (ou adsorverão) na

superfície das partículas coloidais por reações como as apresentadas na Equação 3.1 e

Equação 3.2 (pág. 16). Por exemplo, quando se adiciona quantidade suficiente de um ácido

forte a uma solução coloidal que contém partículas carregadas negativamente, os íons H+ (i.e.,

íons de carga contrária à da superfície do colóide) tenderão a reagir com radicais carboxila

presentes na superfície dos colóides, reduzindo a carga superficial da partícula (deslocamento

do equilíbrio para a esquerda na Equação 3.1, pág. 16) e possibilitando a coagulação se se

atingir o ponto isoelétrico. Se for adicionada quantidade suficiente de ácido, pode haver a

reversão das cargas na superfície das partículas, tornando o colóide novamente estável.

23

O efeito da adição de íons determinadores de potencial é ilustrado na Figura 3.5b, em

que se observa o deslocamento para baixo das curvas de potencial elétrico próximo à

superfície do colóide, provocando a redução da repulsão ou a reversão das cargas, em virtude

da adição de íons determinadores de potencial de carga contrária.

Embora, isoladamente, não seja diretamente aplicável ao tratamento de água ou

esgoto, a desestabilização pela adição de íons determinadores de potencial pode resultar em

interferências significativas na coagulação, por exemplo, em sistemas de tratamento de água

quando são feitas correções no pH da água. Alguns desses aspectos serão discutidos no

Capítulo 5.

3.3.6 Desestabilização de partículas com polieletrólitos

A desestabilização de colóides com polieletrólitos pode ocorrer por adsorção e

neutralização de carga, adsorção e formação de pontes poliméricas ou, simultaneamente, por

esses dois mecanismos. Para este fim, há vários tipos de compostos orgânicos sintéticos e

naturais de grandes cadeias moleculares que apresentam sítios ionizáveis ao longo da cadeia e

que têm a capacidade de atuar como coagulantes ou auxiliares de floculação. Esses polímeros

podem ser: catiônicos, aniônicos, não iônicos ou anfolíticos (sítios ionizáveis positivos e

negativos). Os polímeros catiônicos tendem a atuar por adsorção e neutralização das cargas

negativas dos colóides, enquanto os polímeros aniônicos e não iônicos atuam primordialmente

na formação de pontes partícula-polímero-partícula. Entretanto, quando são utilizados

polímeros catiônicos de massa molecular muito elevada, além de reduzir a carga superficial

das partículas esses polímeros também formam pontes poliméricas de acordo com o

mecanismo descrito a seguir.

De acordo com La Mer e Healy (1963), para ser efetiva na desestabilização de

colóides, uma molécula polimérica deve conter grupos químicos capazes de interagir com

sítios na superfície da partícula coloidal. Assim, quando uma molécula polimérica entra em

contato com um colóide, alguns desses grupos adsorvem à superfície da partícula, deixando o

restante da molécula “estendida” na solução. Se uma segunda partícula com algum sítio

adsorvente vago entrar em contato com este segmento estendido, pode haver a adesão,

formando-se um complexo partícula-polímero-partícula no qual o polímero serve como uma

“ponte”. Se não houver uma segunda partícula disponível, entretanto, o segmento estendido

24

pode adsorver a outros sítios na partícula original, de modo que não poderá mais formar

pontes (LA MER e HEALY, 1963).

Na Figura 3.6-D (pág. 21) é apresentada uma curva esquemática da turbidez residual

em função da dose de polímero, na qual se observa a possibilidade de reestabilização da

solução coloidal por superdosagem. Contudo, diferentemente do que ocorre, por exemplo,

com os íons dodecilamônio (Figura 3.6-B, pág. 21), a reestabilização por excesso de

poliacrilamida hidrolisada não pode ser atribuída à reversão de cargas, já que tanto o colóide

quanto o polímero podem apresentar a mesma carga negativa. Baseados em seu modelo de

formação de pontes e em evidências experimentais, La Mer e Healy (1963) fazem as seguintes

afirmações, que explicam o fenômeno:

• A desestabilização pode ser obtida de modo eficiente com o uso de polímeros com

carga similar à da partícula coloidal;

• A desestabilização ocorre de modo “otimizado” quando apenas uma fração dos sítios

disponíveis na superfície da partícula é utilizada;

• Dosagens excessivas de polímeros podem saturar as superfícies coloidais, produzindo

a reestabilização do colóide devido à indisponibilidade de sítios para a formação de

pontes poliméricas;

• Sob certas condições, um sistema que foi desestabilizado e agregado pode ser

reestabilizado por agitação excessiva, devido à quebra das ligações polímero-

superfície e à possibilidade de que os segmentos distendidos dobrem-se sobre si

mesmos.

O’Melia (1970) ressalta ainda que “existe uma relação direta entre a disponibilidade

de superfícies para adsorção nos colóides e a quantidade de polímero necessária para produzir

o melhor grau de desestabilização”.

3.3.7 Desestabilização de partículas com íons metálicos hidrolisados

A coagulação de partículas com sais metálicos hidrolisados de ferro e alumínio é um

fenômeno mais complexo do que com a adição de eletrólitos ou polieletrólitos, descritas

anteriormente. Para melhor descrevê-lo, inicialmente são apresentadas algumas considerações

sobre a formação de seus produtos da hidrólise.

25

3.3.7.1 Formação dos produtos de hidrólise

Segundo Stumm e O’Melia (1968), no passado, pensava-se que os íons Al3+ e Fe3+

livres eram os responsáveis pelos efeitos observados durante a agregação de partículas.

Atualmente, entretanto, sabe-se que seus produtos de hidrólise são os verdadeiros

responsáveis pela coagulação. Nos últimos 50 anos, tem-se observado que as reações

intermediárias de hidrólise do Al(III) e do Fe (III) são muito complexas, de modo que a

descrição química completa para a formação das reações e produtos de hidrólise ainda não foi

completamente esclarecida. Um modelo hipotético, proposto por Stumm, para o Al(III) para

ilustrar a complexidade das reações envolvidas é apresentado a seguir:

[Al(H2O)6]3+ OH-2+[Al(OH)(H2O)5] [Al(OH)2(H2O)4]OH-

+

Espécie mononuclear



OH-

-OH

3+[Al6(OH)15] (aq)Espécie

polinuclearEspécie

polinuclear

[Al8(OH)20] (aq)4+ OH-


[Al(OH)3(H2O)3](s)Espécie

mononuclear

[Al(OH)4(H2O)2]OH--

OU

Equação 3.3

Na situação ilustrada na Equação 3.3, após a dissolução do sal de alumínio na água

ocorre a hidratação do íon Al3+, que coordena seis moléculas de água para formar o íon

“aquametálico” Al(H2O)63+; este que também reage com a água (reações de hidrólise), dando

origem às demais espécies hidrolisadas.

Além das reações apresentadas acima, várias seqüências alternativas para formação

das espécies de alumínio já foram propostas e teoricamente podem ocorrer, de modo que as

combinações possíveis são inúmeras. Comportamento semelhante é observado para as reações

de hidrólise dos sais de ferro. Dessas espécies, um ou mais produtos de hidrólise ou polímeros

podem ser responsáveis pela ação coagulante observada com o uso desses sais.

3.3.7.2 Solubilidade dos sais de ferro (III)

A solubilidade de várias espécies mononucleares de ferro (III) é ilustrada no diagrama

de Figura 3.7, no qual a concentração log molar de ferro (mol/L) é plotada em função do pH.

Na Tabela 3.2, são apresentadas as reações e as constantes de equilíbrio das espécies de ferro

26

que originaram o diagrama da Figura 3.7. Nessa figura, são representadas apenas as espécies

mononucleares, porque as espécies polinucleares são extremamente dependentes da

composição química do esgoto. Mesmo para as espécies mononucleares, entretanto, devido à

grande variabilidade nas constantes de solubilidade e formação dos vários hidróxidos

metálicos (que também dependem das características do esgoto), as curvas apresentadas

devem servir apenas como referência.

6

10

Con

cent

raçã

o de

Fe,

em

mol

/L

[Fe ]

-14100

10-12

2 4

10-10

10-8

3+

-410

-6

10-2

10 0

+[Fe(OH) ]

pH

8 10

[FeOH ]2+

12 14

2

3[Fe(OH) (s)]

-[Fe(OH) ]4

FeC

l3.6H

20 -

mg/

L

27

2,7

0,27

100270

2700

Figura 3.7 – Diagrama de solubilidade para o ferro (III)

(Fonte: STUMM e O´MELIA, 1968)

Tabela 3.2 – Reações e constantes de equilíbrio para espécies de ferro Reações log K

Fe(OH)3 (s) + 3H+ Fe3+ + 3H2O 3,2 Fe(OH)3 (s) + 2H+ Fe(OH)2+ + 2H2O 1,0 Fe(OH)3 (s) + H+ Fe(OH)+ + H2O – 2,5 Fe(OH)3 (s) Fe(OH)3 – 12,0 Fe(OH)3 (s) + H2O Fe(OH)4

– + H+ – 18,4 (Fonte: METCALF e EDDY, 2003)

Na Figura 3.7, as linhas mais espessas representam a concentração total aproximada de

ferro solúvel após a precipitação de Fe(OH)3(s). Conforme ilustrado, a região de operação

para a precipitação de ferro (i.e., Fe(OH)3(s)) situa-se entre pH 7 e 9, com solubilidade

mínima em pH 8,0. A área sombreada corresponde aproximadamente à região de dosagem de

27

coagulante e pH em sistemas de tratamento de água. Logo, com base nesse diagrama, a

coagulação com cloreto férrico, no tratamento de água, ocorre sob condições de pH e

dosagem de coagulante tais que os sistemas estão supersaturados com relação à precipitação

de hidróxido metálico.

3.3.7.3 Mecanismos de coagulação com íons metálicos hidrolisados

De acordo com Johnson e Amirtharajah (1983), a desestabilização de colóides em

água e esgoto se deve aos mecanismos de adsorção e neutralização de carga, varredura, ou

ambos, quando a coagulação é efetivada com o uso de sais metálicos. Esses mecanismos são

comentados a seguir.

• Coagulação por adsorção e neutralização de carga

A coagulação por adsorção e neutralização de cargas ocorre quando substâncias que

apresentam grande afinidade por espécies químicas na superfície das partículas são

adicionadas à (ou formadas na) solução coloidal.

Na coagulação com o uso de sais metálicos hidrolisados, o mecanismo de adsorção e

neutralização de cargas envolve a adsorção de espécies hidrolisadas mono e polinucleares do

metal (representadas na Equação 3.3) nas partículas coloidais encontradas no esgoto. O efeito

desse mecanismo sobre a remoção de turbidez da água é ilustrado na Figura 3.6-C (pág. 21),

na região em que inicialmente se verifica a “coagulação com espécies hidrolisadas de Al” e,

com o aumento da dosagem, a “reestabilização por superdosagem”. Conforme se observa na

figura, nesse mecanismo, pode ocorrer reversão da carga dos colóides se houver adsorção

excessiva de espécies hidrolisadas em decorrência de dosagem elevada.

• Coagulação por varredura

Quando um sal metálico (como cloreto férrico ou sulfato de alumínio) é usado como

coagulante em concentração suficientemente alta para causar a rápida precipitação do

hidróxido metálico (Al(OH)3(s) ou Fe(OH)3(s)), as partículas coloidais podem ser

"capturadas" por estes precipitados quando estes são formados (ver precipitação de

Al(OH)3(s) na Equação 3.3). Se quantidade suficiente de sal metálico for adicionada, grandes

quantidades de flocos do hidróxido metálico são formadas, de modo que após uma etapa

posterior de “macro-floculação” (floculação ortocinética) os flocos formados podem

sedimentar facilmente e, à medida que sedimentam, “varrer” a água contendo partículas

28

coloidais. As partículas coloidais que ficarem envolvidas por esses flocos são também

removidas do esgoto (ØDEGAARD, 1978).

3.3.7.4 Relação entre dosagem de coagulante e área superficial de partículas coloidais

Tanto no mecanismo de adsorção e neutralização de cargas quanto no de varredura, a

desestabilização de partículas com íons metálicos Fe3+ e Al3+ é um processo que se dá por

meio da interação entre espécies hidrolisadas desses íons com sítios carregados existentes na

superfície dos colóides. A área superficial das partículas coloidais, portanto, é uma variável

importante da coagulação sobre a qual vale a pena tecer algumas considerações. Segundo

O’Melia (1970), a quantidade de coagulante necessária para a desestabilização depende

principalmente do pH e da concentração de colóides a ser agregada.

Na Figura 3.8a, são apresentadas curvas esquemáticas da turbidez residual em função

da dosagem de coagulante e da área superficial, para pH constante, em águas naturais, para

coagulação com sais de ferro e alumínio. A concentração coloidal é representada pela

concentração de superfície coloidal por unidade de suspensão.

Turb

idez

rem

anes

cent

e

Dosagem de coagulante

Zona 1 Zona 2

Concentração coloidal = S1

Zona 1




Zona 1

Zona 1

2 3 4

23 4

4

Dos

agem

de

coag

ulan

te

Concentração de colóides, expressa como concentração de área superficial

Zona 1

Zona 2

Zona 3

Zona 4

Dosagem de coagulante "ótima"

para desestabilização estequiométrica

Dosagem de coagulante "ótima" para

varredura

Região de coagulação

S2S1 S3 S4

Adição de bentonita

(a) (b)

Figura 3.8 – Curvas esquemáticas da relação entre dosagem de coagulante e concentração de área coloidal (Fonte: STUMM e O’MELIA, 1968)

29

As curvas são divididas em quatro zonas. Na zona 1, correspondente às pequenas

dosagens, a quantidade de coagulante adicionada é insuficiente para promover a

desestabilização das partículas, sem importar a concentração de colóides na suspensão. O

aumento da dosagem de coagulante possibilita a desestabilização e permite a rápida agregação

das partículas coloidais (zona 2). Um novo incremento na dosagem pode reestabilizar a

dispersão em alguns níveis de pH (zona 3). Na zona 4, a coagulação ocorre apenas quando há

um nível de supersaturação suficiente para que grandes quantidades de hidróxidos metálicos

precipitem rapidamente, ou seja, no mecanismo de varredura. (STUMM e O’MELIA, 1968).

A Figura 3.8b é uma representação esquemática das inter-relações existentes entre a

dosagem de coagulante e a concentração de colóides, em pH constante. De acordo com o

gráfico, em baixas concentrações coloidais (S1), a coagulação requer a produção de um grande

excesso de precipitado amorfo. Uma possível razão de por que uma dosagem menor não é

efetiva para sistemas contendo pequena concentração coloidal é que não existem

oportunidades de contato suficientes para produzir agregados de partículas completamente

desestabilizas em um tempo de detenção razoável (PACKHAM, 1965).

Em concentrações coloidais maiores (S2 e S3, na Figura 3.8b), é necessária menor

dosagem de coagulante em comparação com a coagulação por varredura. Nessa região, à

medida que a concentração coloidal aumenta, cresce também a dosagem de coagulante

necessária para a coagulação, fenômeno este denominado por Stumm e O’Melia (1968) como

“estequiometria da coagulação”.

3.3.7.5 Diagramas de coagulação do ferro e do alumínio

Em virtude da complexidade das várias reações químicas que ocorrem na coagulação

com sais de ferro e alumínio, não há uma teoria completa que explique a ação dos íons

metálicos hidrolisados. Para descrever qualitativamente a aplicação de sulfato de alumínio em

função do pH, Amirtharajah e Mills (1982), com base em dados experimentais e na

compilação de diversos trabalhos de vários autores, desenvolveram um diagrama de projeto e

operação para coagulação com sulfato de alumínio, o qual é apresentado na Figura 3.9.

30

Figura 3.9 - Diagrama de coagulação para remoção de turbidez com sulfato de alumínio de

água “preparada” com caulinita (Fonte: AMIRTHARAJAH e MILLS, 1982)

Segundo METCALF e EDDY (2003), embora o diagrama da Figura 3.9 tenha sido

desenvolvido para tratamento de água, o mesmo tem se mostrado aplicável à maioria das

aplicações em tratamento de esgoto, com pequenas variações. Esse diagrama permite estimar

valores de pH e dosagens de coagulante para os quais a coagulação ocorre de modo

"otimizado". Além disso, mostra áreas específicas, as quais delimitam os mecanismos de

coagulação predominantes. Observa-se na Figura 3.9, por exemplo, que a remoção ótima de

partículas pelo mecanismo de varredura ocorre no intervalo de pH entre 7 e 8, com dosagem

de sulfato de alumínio entre 20 e 60 mg/L. Geralmente, para muitos tipos de esgoto que têm

pH elevado (p.ex., 7,3 a 8,5), pequenas doses de sulfato de alumínio, p.ex., no intervalo entre

5 a 10 mg/L não são efetivas. Entretanto, com o controle apropriado do pH, é possível operar

com doses muito pequenas de sulfato de alumínio. Em virtude das características do esgoto

variarem de uma estação de tratamento para outra, testes em escala de bancada e piloto devem

ser efetuados para poder estabelecer as doses de coagulante mais adequadas.

De modo semelhante ao procedimento adotado por Amirtharajah e Mills (1982),

Johnson e Amirtharajah (1983) compuseram o diagrama de operação para coagulação com

cloreto férrico, apresentado na Figura 3.10.

31

Um aspecto importante em relação aos diagramas de coagulação é que, dependendo do

mecanismo no qual a coagulação seja realizada (que pode ser conhecido a partir do diagrama

de certa água ou esgoto), são determinadas as condições iniciais de mistura mais adequadas.

Se o mecanismos de coagulação for adsorção e neutralização de cargas, a mistura do

coagulante com a água ou esgoto deve ser rápida e intensa (gradiente de mistura elevado),

porque a formação das espécies hidrolisadas mono- e polinucleares é extremamente rápida, da

ordem de 10–3 a 10–2 s. Logo, se a mistura não for intensa e rápida, a formação dessas espécies

não é otimizada, podendo haver, por exemplo, a formação de precipitados em determinadas

regiões do misturador em que a concentração do íons metálicos seja mais elevada. Se o

mecanismo de coagulação for a varredura, entretanto, o tempo de mistura pode ser maior e a

intensidade menor, já que a formação de precipitados ocorre em alguns segundos

(AMIRTHARAJAH e MILLS, 1982).

Con

cent

raçã

o de

Fe,

em

mol

/L

420

10

10

10

10[Fe ]

-14

-12

-10

-8

3+

10

10

10

-4

-6

-2

10 0

14121086

pH

[Fe(OH) ]

+

[FeOH ]2+

[Fe(OH) ]2

-4

VARREDURA

ADSORÇÃO-DESESTABILIZAÇÃO

ZONA DE RESTABILIZAÇÃO

2700

27

0,27

270

2,7

FeC

l3.6H

20 -

mg/

L

100

Figura 3.10 - Diagrama de coagulação do cloreto férrico (Fonte: Johnson e Amirtharajah,

1983)

32

3.3.7.6 Considerações sobre as espécies hidrolisadas formadas na coagulação de esgoto com

sais de ferro (III) e alumínio

Conforme apresentado no item 3.3.7.2, quando adicionados à água, os sais de alumínio

e ferro se dissociam e reagem para formar produtos de hidrólise, os quais formam as espécies

coagulantes que removem, por exemplo, turbidez e cor durante o tratamento de água.

Recentes investigações desvendaram, ao menos em parte, a complexa química dos

coagulantes de ferro e alumínio. Constatou-se, por exemplo, que na presença de íons cloreto

ou nitrato, a adição de hidróxido de sódio a uma solução de alumínio produz monômeros,

dímeros, espécies polinucleares dissolvidas, como policátions com até 13 átomos de Al, e

agregados inorgânicos do metal. Do mesmo modo, a hidrólise das soluções de FeCl3 resulta

na formação de monômeros, dímeros, e outros policátions que consistem no arranjo de até 24

átomos de ferro (EL SAMRANI et al., 2004).

El Samrani et al. (2004) argumentam, entretanto, que os produtos de hidrólise

formados por meio da neutralização básica de soluções de alumínio ou ferro preparadas em

laboratório podem ser significantemente diferentes das espécies coagulantes que promovem a

coagulação de colóides durante o tratamento de água e esgoto. Alguns ânions inorgânicos

simples presentes em águas naturais, como fosfatos (PO43–) ou sulfatos (SO4

2–)

comprovadamente alteram o caminho de hidrólise do ferro e do alumínio. Por exemplo, um

excesso de íons sulfato em solução evita a formação de policátions Al13, ao passo que uma

quantidade suficiente de íons fosfato limita a hidrólise de cátions Fe3+. Do mesmo modo, as

espécies coagulantes pré-formadas podem ser fortemente modificadas durante sua ligação

com partículas coloidais a serem removidas. Por exemplo, os policátions Al13 se

despolimerizam (tornando-se monômeros) durante o contato com a superfície de partículas de

sílica ou quando pequenas moléculas orgânicas (p.ex., lactato, oxalato etc.) ou silicatos estão

presentes na solução. (EL SAMRANI et al., 2004).

Com base nos argumentos apresentados, é possível que haja variações na cinética e

nos tipos das espécies hidrolisadas formadas com a adição de sais metálicos, a depender das

características da água a tratar, especialmente em um meio tão complexo como o esgoto.

Essas variações podem resultar em mudanças no “traçado” dos diagramas de coagulação. Por

exemplo, segundo Di Bernardo (1993), concentrações relativamente altas de fosfatos, sulfatos

ou silicatos (SiO(OH)33–) podem suprimir a reversão de cargas e a reestabilização; “em águas

naturais, concentrações de íons sulfato da ordem de 12 mg/L têm causado esse fenômeno”.

Além disso, ”concentrações elevadas de substâncias orgânicas podem controlar o processo de

33

coagulação, alterando as regiões delimitadas nos diagramas de coagulação” (DI

BERNARDO, 1993).

El Samrani et al. (2004) realizaram estudo sobre a natureza das espécies hidrolisadas

formadas durante a coagulação de esgoto sanitário com o uso de cloreto férrico. Os resultados

obtidos mostraram que a natureza das espécies coagulantes formadas variou drasticamente

com a concentração de ferro. Em dosagens baixas ou moderadas de cloreto férrico, a

formação das espécies de coagulante foi fortemente influenciada pelas reações entre as

espécies metálicas hidrolisadas e os ânions contidos no esgoto e, em menor intensidade, os

colóides orgânicos. Em contraste, em dosagens maiores, as espécies hidrolisadas tornam-se

similares àquelas obtidas durante a neutralização básica de sais puros de coagulantes

metálicos.

3.4 Precipitação de fósforo em sistemas de tratamento de esgoto

A seguir, inicialmente são discutidos alguns aspectos relevantes sobre a importância

ambiental do fósforo e sobre a legislação concernente ao lançamento deste nutriente em

corpos d’água. Em seguida são feitas algumas considerações sobre a precipitação do fósforo

em sistemas de tratamento de esgoto.

3.4.1 Importância ambiental do fósforo

Segundo Smith et al. (1999), desde o trabalho do químico agrícola alemão Justus von

Liebig sabe-se que o crescimento das plantas pode ser limitado pelo nutriente que se

apresentar no ambiente na menor quantidade em relação à necessidade para crescimento da

planta (Von Liebig, 18555). Dos vários nutrientes minerais, o nitrogênio e o fósforo são os

que mais freqüentemente limitam o crescimento de plantas terrestres e também de algas e

outras plantas aquáticas, tanto em águas doces quanto em ecossistemas marinhos (SMITH et

al., 1999).

Os ecossistemas aquáticos (i.e., lagos, rios e mares) podem ser descritos em termos da

quantidade de nutrientes limitante que recebem, conforme apresentado na Tabela 3.3. Águas

34

contendo suprimentos de nutrientes relativamente elevados são denominadas eutróficas,

enquanto as que contêm pouco suprimento de nutrientes são ditas oligotróficas. As águas com

fertilização intermediária são classificadas como mesotróficas e, no caso extremo, águas que

recebem contribuições extremamente excessivas de nutrientes são chamadas hipereutróficas.

Eutrofização, portanto, é o processo pelo qual os corpos d’água tornam-se mais eutróficos por

meio do aumento em seu “estoque” de nutrientes.

Tabela 3.3 – Características médias de lagos, rios e águas marinhas costeiras de acordo com o nível trófico

Nível trófico N-total (mg/L) P-total (mg/L) Oligotrófico < 0,35 < 0,10 Mesotrófico 0,35 - 0,65 0,10 - 0,30

Eutrófico 0,65 - 1,20 0,30 - 1,00

Lagos

Hipereutrófico > 1,20 > 1,00 Oligotrófico < 0,70 < 0,25 Mesotrófico 0,70 - 1,50 0,25 - 0,75

Rios

Eutrófico > 1,50 > 75 Oligotrófico < 0,26 < 0,10 Mesotrófico 0,26 - 0,35 0,10 -30,0

Eutrófico 0,35 - 0,40 0,30 - 0,40

Mares

Hipereutrófico > 0,40 > 0,40 (Fonte: SMITH et al., 1999)

Os principais problemas associados à eutrofização incluem florescimentos algais,

crescimento excessivo de plantas aquáticas, desoxigenação, problemas relacionados ao

tratamento de água para abastecimento e degradação estética do corpo hídrico (DE HAAS et

al., 2000). Com o lançamento de nutrientes em corpos d’água, além da resposta em aumento

de produtividade, pode ainda haver um severo aumento da poluição secundária por causa da

demanda de oxigênio para a decomposição de material orgânico sintetizado pelas algas. Uma

das principais abordagens usadas no controle da fertilização de corpos d’água consiste em

reduzir o lançamento desses nutrientes, especialmente aquele que for o limitante à produção

primária (i.e., produção de algas) (LECKIE e STUMM, 1970).

Segundo Tyrrel (1999), em lagos e reservatórios de água doce, o elemento limitante ao

crescimento primário de algas e de outros microrganismos é geralmente o fósforo –– e não o

nitrogênio. Na América Latina, a maioria dos lagos tropicais é limitada por fósforo (SALAS e

5 Von Liebig, J. (1855) Principles of agricultural chemistry with special reference to the late researches made in England. In: Pomeroy, L.R. (Ed.), Cycles of Essential Elements. Benchmark Papers in Ecology, Vol.1. Dowden, hutvhinson, and Ross, UK, p. 11-28.

35

MARTINHO, 19916, apud VON SPERLING, 1996). De acordo com Tyrrel (1999), quando o

nitrato é escasso relativamente ao fosfato (baixa relação [NO3-]:[PO4

3-]) os microrganismos

capazes de obter o nitrogênio (N2) da atmosfera se tornam mais numerosos. Como as algas

capazes de obter N2 servem de alimento para outros seres vivos, sendo assim decompostas, o

nitrogênio retorna para a água na forma de amônia e nitrato, aumentando novamente a razão

[NO3-]:[PO4

3-]. Entretanto, não há reserva atmosférica de fósforo, e, portanto, não há fonte

alternativa quando o fosfato se esgota (TYRREL, 1999).

De acordo com este ponto de vista, o nitrato aumenta quando se encontra escasso em

relação ao fosfato, ou seja, a concentração de nitrato acompanha a concentração de fosfato, de

sorte que é o fósforo que controla a produção primária (TYRREL, 1999).

O fósforo ocorre em águas naturais e em esgoto quase somente como fosfatos. Estes

são classificados em ortofosfatos, fosfatos condensados (piro-, meta- e outros polifosfatos) e

fosfatos orgânicos. Os fosfatos ocorrem em solução, em partículas ou formando os tecidos dos

organismos aquáticos. As formas de fosfato encontradas na água provêm de várias fontes. Por

exemplo: pequenas quantidades de certos fosfatos condensados são adicionadas em algumas

águas de abastecimento durante o tratamento, enquanto grandes quantidades desses mesmos

compostos podem ser adicionadas à água devido ao uso de produtos de limpeza. Além disso,

os ortofosfatos são aplicados na agricultura como fertilizantes e, como geralmente são

aplicados em quantidades maiores do que a utilizada pelas plantas, grande parte é carreada

para os corpos hídricos pelas enxurradas (APHA/AWWA/WEF, 1998).

É importante ressalvar que em alguns estuários e em certas águas marinhas costeiras,

como baías e enseadas, o nitrogênio pode ser o elemento limitante em vez do fósforo

(TYRREL, 1999). Entretanto, além do risco de eutrofização desses ecossistemas, também

deve haver preocupação com o lançamento de nitrogênio em corpos d’água doce,

principalmente na forma amoniacal, devido à demanda de oxigênio para oxidação da amônia

a nitrato e ao possível efeito tóxico para peixes e outros organismos se, em pH elevado,

houver conversão excessiva do íon amônio (NH4+) a gás amoníaco (NH3). Além disso, o

lançamento excessivo de nitrato pode prejudicar a qualidade da água para abastecimento

De acordo com Leckie e Stumm (1970), existem várias evidências de que os esgotos

domésticos e os efluentes de ETEs são as maiores fontes de nitrogênio e fósforo. Segundo

esses autores, entretanto, é muito difícil estabelecer quanto fósforo deveria ser removido, por

exemplo, em uma ETE, porque a concentração de fósforo em um corpo receptor não pode ser

6 SALAS, H.J.; MARTINHO, P. (1991) A simplified phosphorus trophic state model for warm-water tropical

36

prevista meramente a partir da quantidade de fósforo nele disposta e das condições hidráulicas

e hidrográficas. A quantidade de fósforo em um corpo d’água pode ser afetada mais

fortemente pelo tempo de detenção do fósforo do que pelo suprimento de fósforo para o lago.

O tempo de detenção do fósforo, por sua vez, depende da biota, das relações de mistura e das

trocas com o sedimento. Além disso, sob condições em que o fosfato é o nutriente limitante, a

produtividade potencial não é primariamente uma função da concentração de fosfatos, mas

depende da taxa de suprimento de fósforo solúvel (e assimilável) para as algas, a qual é uma

função das taxas de decaimento biológico, troca com os sedimentos e suprimento de fósforo

por drenagem e esgoto (LECKIE e STUMM, 1970).

Portanto, “não podem ser feitas recomendações definitivas quanto à eficiência

desejada de remoção de fósforo em uma ETE”. Em alguns casos, os “blooms” de algas podem

ser evitados pela mera redução do suprimento de fósforo para a zona eutrófica pela

eliminação do fósforo dos efluentes de ETEs durante os meses de verão. Nos casos em que o

reservatório de fósforo já é substancial, é desejável remover o fósforo dos efluentes de esgoto

quase que completamente, continuamente (LECKIE e STUMM, 1970).

3.4.2 Aspectos legais

Apesar da dificuldade em estabelecer criteriosamente quanto fósforo pode ser lançado

em um corpo hídrico, em muitos países são empregadas medidas legais que estabelecem

critérios, por meio de diferentes mecanismos, para limitar a disposição de fósforo em corpos

hídricos receptores. No Brasil, recentemente entraram em vigor duas medidas legais que têm a

finalidade de reduzir o lançamento de fósforo em corpos d’água.

A primeira foi a Resolução CONAMA Nº 357, de 17 de março de 2005, que substituiu

a Resolução CONAMA Nº 20, de 18 de junho de 1986, e que, no caso do fósforo, passou a

estabelecer padrões de qualidade a ser mantidos considerando não apenas a classe do corpo

receptor, mas também a velocidade da água no mesmo (Tabela 3.4). Conforme se observa na

Tabela 3.4, os padrões estabelecidos pela Resolução CONAMA Nº 357, na maioria dos casos,

passaram a ser menos restritivos do que os estabelecidos na resolução anterior. Isso se deveu

provavelmente à grande dificuldade que havia no cumprimento dos limites estabelecidos

anteriormente, apesar de os novos limites ainda serem bastante restritivos.

lakes. Water Research, 25 (3). p.341-350.

37

Tabela 3.4 – Padrões de qualidade para fósforo total em águas doces, por classe do corpo receptor, de acordo com as resoluções nº 20 e nº 357 do CONAMA

Resolução CONAMA nº 357/2005 Concentração (mg/L de P-total)

Classe do corpo receptor

Resolução CONAMA nº

20/19861 (a) (b) (c) 1 0,025 0,020 0,025 0,100 2 0,025 0,030 0,050 0,100 3 0,025 0,050 0,075 0,150

(a) Ambiente lêntico – ambiente que se refere a água parada, com movimento lento ou estagnado. (b) Ambiente intermediário (c) Ambiente lótico – ambiente relativo a águas continentais moventes.

Outra medida legal estabelecida com o intuito de reduzir o lançamento de fósforo em

corpos hídricos foi a Resolução CONAMA nº. 359, de 29 de abril de 2005, que estabelece

limites para a utilização de fósforo na formulação de detergentes em pó para uso no mercado

nacional, sejam estes fabricados no Brasil ou importados. Nessa Resolução, o controle da

quantidade de fósforo nos detergentes em pó é feito estabelecendo-se limites de concentração

máxima de fósforo por produto e da média ponderada de fósforo por grupo

fabricante/importador.

3.4.3 Remoção de fósforo por precipitação com sais de ferro (III) e alumínio (III)

A precipitação química envolve a adição de produtos químicos para alterar o estado

físico dos sólidos dissolvidos na água ou esgoto e facilitar sua remoção por sedimentação ou

outro processo de separação. No tratamento de esgoto com a adição de sais de ferro ou de

alumínio, além da desestabilização das partículas coloidais, é comum haver a precipitação de

diversos compostos, resultantes da reação dos íons metálicos ou de suas espécies hidrolisadas

com ortofosfatos, metais e outros compostos. Nesses casos, a coagulação ocorre

concomitantemente com a precipitação.

Segundo Leckie e Stumm (1970), a precipitação de fósforo com sais de Fe3+ e Al3+

ocorre em virtude da elevada afinidade desses íons com os polifosfatos presentes no esgoto.

Entretanto, outros mecanismos de remoção possíveis são: adsorção de compostos surfactantes

de fósforo em precipitados e outras interfaces e remoção por meio de coagulação, já que uma

fração considerável do fósforo presente no esgoto se encontra na forma de material suspenso.

De acordo com esses autores, em muitos casos, a remoção de fósforo ocorre pela combinação

38

desses mecanismos. Por exemplo, os precipitados de Fe3+ e Al3+ freqüentemente estão na

faixa de tamanho coloidal e, por isso, só podem ser removidos depois de serem coagulados.

3.4.3.1 Química da precipitação de fosfato com ferro

A reação básica envolvida na precipitação do fósforo com ferro (III) é (METCALF e

EDDY, 2003):

Fe3+ + HnPO43–n ↔ FePO4 + nH+ Equação 3.4

Nessa reação, 1 mol de ferro precipita 1 mol de fosfato, o que, em massa, resulta em

razão estequiométrica de Fe:P para FePO4 (férrico) igual a 1,8:1. Para concentrações

eqüimolares de ferro e fosfato, a concentração total de fosfato solúvel em equilíbrio com

FePO4 insolúvel é mostrada na Figura 3.11. As linhas sólidas representam a concentração

residual de fosfato solúvel após a precipitação. Fosfatos do metal são precipitados dentro da

área sombreada e diversas espécies polinucleares complexas são formadas fora, em valores de

pH mais baixos e mais elevados. A reação ilustrada na Equação 3.4, entretanto, é

enganosamente simples e deve ser considerada à luz de muitas reações paralelas (e suas

constantes de equilíbrio); além do efeito da alcalinidade, pH, elementos traços e ligantes

encontrados no esgoto. Por causa dessas reações paralelas, a Equação 3.4 não pode ser usada

para estimar diretamente a dosagem de ferro (III). Logo, as dosagens são estabelecidas com

base em testes em escala de bancada e ocasionalmente em testes em unidade piloto ou em

escala plena, especialmente quando são usados polímeros (METCALF e EDDY, 2003).

Conforme se observa na Figura 3.11, o pH ótimo para precipitação de fosfato com Fe

(III) situa-se no intervalo de pH entre 4 e 5. Na prática, entretanto, os sistemas de tratamento

de esgoto dependem fortemente dos processos biológicos, os quais apresentam pH ótimo no

intervalo entre 6,8 e 8,0. Os padrões para disposição de efluentes tratados para rios e lagos ou

represas também usualmente exigem um intervalo de pH próximo ao neutro. Além disso, para

efetuar a precipitação no valor “ótimo” de pH seriam necessários materiais de construção

especiais, resistentes à corrosão, para os reatores suportarem valores de pH tão baixos como

4; além do que, a correção do pH para um valor neutro incorreria em custos adicionais com

produtos químicos. Portanto, raramente é prático operar um sistema de tratamento no

intervalo de pH ótimo para a precipitação de fosfato férrico. Felizmente, em termos práticos, a

39

baixa solubilidade do fosfato férrico torna quimicamente possível atingir baixas

concentrações no efluente (0,1 a 1 mg P/l) em pH neutro com dosagem simultânea de ferro.

(LUEDECKE et al., 1989).

É importante ainda observar que a precipitação de fósforo como Fe(III) e Al(III) é

muito rápida, de modo que a velocidade de remoção é controlada não pela cinética da reação,

mas pela aglomeração de colóides e pela etapa de separação final (p.ex., sedimentação). Se

Al(III) for adicionado a uma solução contendo material disperso (e.g., microrganismos),

reagirá primeiro com o fosfato ou com íons hidroxila (OH–) e se tornará um coagulante para o

material disperso apenas depois da maioria do fosfato ter sido precipitado (LECKIE e

STUMM, 1970).

Con

cent

raçã

o lo

g m

olar

de

fósf

oro

solú

vel

-786420

pH

-6

-5

-4

-3

FePO4(s)

Figura 3.11 – Concentração de fosfato de ferro em equilíbrio com fósforo solúvel (Fonte: METCALF e EDDY, 2003)

Segundo Leckie e Stumm (1970), a precipitação de fosfatos por Fe(III) pode ser feita

de modo mais eficiente se o Fe(III) for produzido pela geração lenta e homogênea do íon

férrico (Fe3+) por meio da oxidação do íons ferroso (Fe2+) do que se o Fe(III) for adicionado

(p.ex., de uma solução estoque) à água. No último caso, devido às concentrações localizadas

relativamente elevadas, os íons férrico (dependendo do pH) tendem a reagir em maior

intensidade com os íons OH– em vez de com as espécies de fosfato. Se por outro lado os íons

férrico forem produzidos homogeneamente, todo íon férrico, tão logo seja formado, entra em

contato e reage com espécies de fosfatos (LECKIE e STUMM, 1970).

40

Em virtude das razões enumeradas anteriormente, é de se esperar que quando Fe (III)

for adicionado ao esgoto a partir de uma solução estoque, este sal metálico seja mais eficiente

na precipitação de fósforo se a mistura inicial for rápida e intensa, de modo a minimizar a

ocorrência de concentrações localizadas elevadas.

3.4.3.2 Estratégias para remoção de fósforo

A adição de sais metálicos para precipitação de fósforo do esgoto pode ocorrer em

vários locais de uma estação de tratamento. Em sistemas aeróbios convencionais (i.e., lodo

ativado), geralmente são empregadas as alternativas apresentadas na Figura 3.12, as quais

podem ser classificadas como: (a) pré-precipitação; (b) co-precipitação (ou “precipitação

simultânea”); (c) pós-precipitação; (d-f) “tratamento dividido”. A seguir, é apresentada uma

breve descrição dessas alternativas e são feitas algumas considerações sobre a aplicabilidade

das mesmas (METCALF e EDDY, 2003).

• Pré-precipitação: precipitação de fósforo no decantador primário. O fósforo

precipitado é removido com o lodo primário.

• Co-precipitação: adição de produtos químicos para formar precipitados que são

removidos em conjunto com o lodo biológico. Os produtos químicos podem ser

adicionados: ao efluente do tratamento primário, ao licor-misto (no processo de lodo

ativado) ou ao efluente de um processo de tratamento biológico, antes do decantador

secundário.

• Pós-precipitação: Adição de produtos químicos (para precipitação de fósforo) no

efluente do decantador secundário, com subseqüente remoção dos precipitados. Nessa

opção, os precipitados químicos são usualmente removidos em instalações de

sedimentação separadas ou em filtros (ver Figura 3.12).

• “Tratamento dividido” (split treatment): Nessa alternativa, os produtos químicos são

adicionados simultaneamente em vários pontos da estação. A etapa final de separação

de sólidos no tratamento avançado pode ser por sedimentação, filtração ou outras

tecnologias.

41













(a)

(b)

(c)

(d)

(e)

(f )

TRATAMENTO PRIMÁRIO

TRATAMENTO SECUNDÁRIO

TRATAMENTO AVANÇADO


DECANTADOR PRIMÁRIO


FÓSFORO INSOLÚVEL

E / OU

FÓSFORO INSOLÚVEL

FÓSFORO INSOLÚVEL

FÓSFORO INSOLÚVEL

FÓSFORO INSOLÚVEL

FÓSFORO INSOLÚVEL

FÓSFORO INSOLÚVEL

FÓSFORO INSOLÚVEL

FILTRO

FILTRAÇÃO EM DOIS ESTÁGIOS

PROCESSO BIOLÓGICO

Figura 3.12 – Estratégias para adição de produtos químicos para remoção de fósforo: (a) pré-

precipitação; (b) co-precipitação (ou precipitação simultânea); (c) pós-precipitação; (d-f) tratamento dividido (Fonte: METCALF e EDDY, 2003).

42

Na Tabela 3.5, são apresentadas as principais vantagens e desvantagens do emprego de

sais metálicos para remoção de fósforo, de acordo com o local da ETE escolhido para

aplicação.

Similarmente aos fluxogramas apresentados na Figura 3.12, em algumas concepções

que começam a ser empregadas no Brasil e outras que potencialmente podem vir a ser

utilizadas, em que o decantador primário é “substituído” por reatores anaeróbios, sais

metálicos podem ser utilizados para precipitação de fósforo em diversos locais da ETE,

conforme se observa na Figura 3.13. Nessas configurações, o sal metálico pode ser

empregado para: co-precipitação no reator anaeróbio; co-precipitação no reator aeróbio; ou

pós-precipitação do efluente do reator anaeróbio ou do efluente reator aeróbio.

Observa-se ainda nas configurações apresentadas na Figura 3.13 que a flotação por ar

dissolvido tem sido considerada para a separação final de partículas em alguns casos,

principalmente em virtude de sua elevada eficiência na remoção de partículas de diversas

faixas de tamanho (ver Figura 3.1, página 11).

Conforme se observa nas Figura 3.12 e 3.13, sais de ferro ou alumínio podem ser

adicionados em vários pontos da ETE, mas devido aos polifosfatos e ao fósforo orgânico

serem removidos por precipitação com maior dificuldade do que os ortofosfatos, adicioná-los

após o tratamento secundário, onde o fósforo orgânico e os polifosfatos são transformados em

ortofosfatos, usualmente resulta em melhor eficiência de remoção. Nessa condição, ocorre

ainda alguma remoção adicional de nitrogênio por causa da melhor sedimentabilidade dos

sólidos (METCALF e EDDY, 2003).

A aplicabilidade das alternativas apresentadas na Figura 3.13 é mais bem discutida nos

itens que se seguem.

43

Tabela 3.5 – Vantagens e desvantagens da adição de sais metálicos para remoção de fósforo de acordo com o local da ETE Alternativa Vantagens Desvantagens

Pré-precipitação • Aplicável à maioria das ETEs convencionais; • Melhora eficiências de remoção de DBO e sólidos; • Mínima liberação do íon metálico no efluente.

• Aumento da salinidade, comparado com tratamento convencional; • Maior produção de lodo, em comparação com tratamento

convencional; • Aproveitamento do metal é menos eficiente que nas demais

alternativas; • Pode necessitar de unidades de mistura rápida e floculação; • Pode necessitar de polímero para floculação; • Lodo mais difícil de desaguar do que lodo primário.

Co-precipitação (“precipitação simultânea”)

• Facilidade operacional (a dosagem não precisa ser proporcional à vazão devido à retenção de precipitado na biomassa e à contínua recirculação do lodo do decantador secundário de volta ao processo); • Flexibilidade para mudar condições operacionais (p.ex., em

resposta às características do afluente e concentração final de fosfato); • Baixo investimento, não requerendo instalações para separação de

sólidos terciária, como ocorre na pós-precipitação; • Produção adicional de sólidos relativamente pequena; • Melhoria na sedimentabilidade e desidratabilidade do lodo; • Baixa concentração fosfato no efluente e melhoria na remoção de

DQO e sólidos suspensos; • Uso de polímeros geralmente é desnecessário; • Melhoria no controle do lodo flutuante (bulking).


convencional; • Efeitos inibitórios no processo biológico: o Redução do pH, prejudicando principalmente a nitrificação; o Consumo de alcalinidade nas reações de formação de hidróxidos

de sais metálicos. • Possível necessidade de correção do pH e da alcalinidade: o Alcalinidade total mínima de 75 mg/l de CaCO3 para manter

nitrificação; o Alcalinidade total entre 40 e 50 mg/l de CaCO3 para manter o pH

acima de 7 e minimizar corrosão das estruturas de concreto. • Possibilidade de aumento na turbidez do efluente (em alguns

casos) devido à inibição dos protozoários (predadores de bactérias livres no lodo ativado) ou devido ao abaixamento do pH (em alguns casos, a adição de produtos químicos pode reduzir o pH do reator para entre 5,5 e 6,5).

Pós-precipitação • Método com menor liberação de fósforo no efluente; • Uso mais eficiente do metal: menores dosagens.


convencional (sem adição de produtos químicos); • Investimento inicial mais elevado que demais alternativas.

Fonte: Adaptado de METCALF e EDDY (2003); WIECHERS (1987), apud DE HAAS et al. (2000); e DE HAAS et al. (2000).

44

REATOR ANAERÓBIO

REATOR ANAERÓBIO

REATOR ANAERÓBIO





RASPADOR DE LODO

REATOR ANAERÓBIO



RASPADOR DE LODO

REATOR ANAERÓBIO



LODO

REATOR ANAERÓBIO



RASPADOR DE LODO

LODO

LODO

LODO

LODO (FÓSFORO INSOLÚVEL)

MISTURA RÁPIDA

FLOCULAÇÃO

MISTURA RÁPIDA

FLOCULAÇÃO

MISTURA RÁPIDA

FLOCULAÇÃO

MISTURA RÁPIDA

FLOCULAÇÃO









(a)

(b)

(c)

(d)

(e)

(f )

(g)


REATOR ANAERÓBIO

"PRÉ-TRATAMENTO" ANAERÓBIO

TRATAMENTO SECUNDÁRIO

TRATAMENTO AVANÇADO







Figura 3.13 – Estratégias para adição de produtos químicos para remoção de fósforo em

sistemas com reatores anaeróbios: (a, b, e e f) pós-precipitação; (c e d) co-precipitação no reator aeróbio; (g) co-precipitação no reator anaeróbio.

45

3.5 Tratamento de esgoto sanitário em reatores anaeróbios

Os estudos para a utilização do reator anaeróbio do fluxo ascendente e manta de lodo

(reator UASB) no Brasil iniciaram-se no começo da década de 1980. Por sua simplicidade,

altas taxas de tratamento, eficiência bem maior que dos sistemas de tratamento primários

(embora não equivalente aos sistemas de tratamento aeróbio) e pequena produção de lodo (já

estabilizado), a um custo bastante atraente, os reatores UASB passaram a merecer a atenção

de vários grupos de pesquisadores e engenheiros da área de tratamento de esgotos,

destacando-se inicialmente o da CETESB, da Escola de Engenharia de São Carlos - USP, do

Instituto de Pesquisas Tecnológicas de São Paulo e especialmente o da Companhia de

Saneamento do Paraná - SANEPAR, que foi o responsável pelo início e profusão da aplicação

prática desses reatores. De acordo com Andrade Neto e Campos (1999), o Brasil é atualmente

o país onde o reator UASB é mais utilizado no tratamento de esgoto sanitário, encontrando-se

unidades instaladas em praticamente todos os estados, totalizando mais de 400 reatores em

operação no país.

Além do UASB, outras modalidades de reatores anaeróbios (decanto-digestores, filtros

anaeróbios, lagoa anaeróbia e reator anaeróbio de leito expandido (RALEx)) têm sido

pesquisadas e implantadas no Brasil, principalmente a partir da implantação do Programa de

Pesquisa em Saneamento Básico – PROSAB, e se mostraram vantajosas em muitos casos.

Conforme já foi comentado, as maiores vantagens atribuídas aos reatores anaeróbios

dizem respeito à possibilidade de remoção confiável de grande parte da matéria orgânica do

esgoto (cerca de 65 a 75%, nas unidades mais modernas) com custos de implantação e

operação consideravelmente menores do que os de sistemas convencionais. Os principais

fatores que determinam esses baixos custos são: reduzido tempo de detenção hidráulica (o que

resulta em pequenas unidades), baixa produção de lodo (pequenas unidades para manejo e

menor custo para disposição) e desnecessidade de energia para aeração e mistura.

Essas vantagens, além de resultar em menores custos de implantação e operação,

também contribuem para a maior sustentabilidade ambiental do processo anaeróbio em

comparação com processos aeróbios ou químicos. Nesse sentido, outra vantagem potencial do

uso de reatores anaeróbios modernos é o aproveitamento do biogás para geração de energia;

mas, por enquanto, raramente se tem verificado esse aproveitamento em unidades de

tratamento de esgoto construídas no Brasil, principalmente por causa do investimento

necessário para instalação de equipamentos para “purificação” do biogás.

46

Apesar das vantagens citadas, que favorecem seu uso em regiões tropicais

principalmente para remoção de parte da matéria orgânica do esgoto, os reatores anaeróbios

apresentam algumas restrições: são pouco eficientes na remoção de nutrientes (nitrogênio e

fósforo) e de patogênicos, e apresentam concentração de matéria orgânica no efluente

relativamente elevada, de modo que seus efluentes geralmente não têm qualidade suficiente

para atender aos padrões de emissão e de qualidade preconizados na legislação ambiental

brasileira.

Em face dessas limitações, diversas pesquisas foram e continuam a ser realizadas no

Brasil sobre alternativas para pós-tratamento de reatores anaeróbios, sendo que a maioria dos

sistemas investigados se constitui de unidades aeróbias, incluindo-se desde sistemas

compactos, como os sistemas de lodo ativado, aos métodos extensivos, como lagoas de

polimento. Entretanto, alguns sistemas físico-químicos também começam a ser utilizados,

principalmente aqueles envolvendo a flotação por ar dissolvido, com etapas prévias de

coagulação/precipitação e floculação.

3.6 Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios

Os sistemas de pós-tratamento de reatores anaeróbios têm a finalidade de completar a

remoção de material orgânico e propiciar a remoção de constituintes que são pouco afetados

no tratamento anaeróbio, como macronutrientes (N e P) e patogênicos. Em geral, também é

desejável que haja remoção complementar de sólidos suspensos. Nos itens seguintes, são

apresentadas inicialmente as principais alternativas que têm sido objeto de pesquisas e

aplicações práticas empregadas no pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios. Em

seguida, são discutidos os aspectos mais importantes sobre as tecnologias de pós-tratamento

que foram objeto de estudo da presente pesquisa, a saber: tratamento físico-químico com

adição de sais metálicos, flotação por ar dissolvido e sistemas de lodo ativado.

3.6.1 Alternativas para pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios

No Brasil, no âmbito do Tema 2 do PROSAB – Edital 2, foram desenvolvidas diversas

pesquisas sobre várias alternativas de sistemas de pós-tratamento de reatores anaeróbios,

incluindo: disposição no solo, lagoas, reatores com biofilme, sistema de lodo ativado, flotação

47

por ar dissolvido, filtração e desinfecção com ultravioleta (CHERNICHARO et al., 2001). Na

Tabela 3.6 são apresentadas algumas características dos sistemas de tratamento “clássicos”,

baseados no processo aeróbio, e dos sistemas compostos de reatores anaeróbios (nesse caso,

reatores UASB) seguidos de unidades de pós-tratamento, contemplando algumas das

alternativas investigadas no PROSAB.

Dos sistemas apresentados na Tabela 3.6, observa-se que, em geral, os sistemas

compostos de reator anaeróbio/pós-tratamento apresentam menores custos de implantação e

de operação do que os sistemas aeróbios convencionais, sendo que, em alguns casos, as

características dos efluentes obtidos são similares. Outro aspecto importante é que algumas

das alternativas com a configuração reator anaeróbio/pós-tratamento resultam em unidades

tão (às vezes, mais) compactas quanto os sistemas aeróbios convencionais, como por

exemplo, os sistemas que combinam reator UASB e sistemas como lodo ativado, filtro

biológico de alta taxa ou aerado submerso, filtro anaeróbio ou flotação por ar dissolvido. As

demais alternativas apresentam maior demanda de área e, particularmente os sistemas de pós-

tratamento por lagoas, disposição no solo e wetlands, devem resultar em excelentes opções

em locais onde houver disponibilidade de área e onde o custo da terra seja baixo.

Em relação à qualidade do efluente, observa-se que apenas os sistemas cujo pós-

tratamento é feito em lagoas de polimento ou em filtros anaeróbios apresentam efluente com

DBO de até 60 mg/L, enquanto nas demais opções se espera que os valores de DBO residual

sejam ainda mais baixos. Em relação à remoção de nitrogênio orgânico e amoniacal (NTK),

observa-se que apenas os sistemas aeróbios projetados especificamente para a oxidação da

amônia a nitrato permitem a obtenção de um efluente com baixa concentração de nitrogênio

amoniacal (ver Tabela 3.6).

Dentre as alternativas relacionadas na Tabela 3.6, o sistema UASB seguido de flotação

por ar dissolvido –– o qual é operado com adição de sais metálicos de ferro ou alumínio e, às

vezes, de polieletrólitos –– é o que apresenta eficiências de remoção de fósforo

consistentemente mais elevadas (i.e., o efluente com menor concentração de fósforo). Os

sistemas convencionais de lodo ativado também podem apresentar elevada remoção de

fósforo (embora não tanto quanto a precipitação química), mas isso implicaria em alterações

consideráveis na configuração desses sistemas em relação aos sistemas propostos na Tabela

3.6, com considerável elevação nos custos de implantação e operação.

Apesar da melhoria obtida na qualidade do efluente final, em comparação com o

efluente tratado apenas em um reator anaeróbio, em todos os sistemas que incluem unidades

de pós-tratamento, é provável que em muitas situações práticas nenhuma das configurações

48

apresentados na Tabela 3.6 seja capaz de atender plenamente aos padrões exigidos na

legislação ambiental brasileira (Resolução CONAMA Nº. 357/2005), principalmente quando

o efluente final for disposto em corpos receptores de bacias intensamente ocupadas. Por

exemplo, a concentração máxima de nitrogênio amoniacal permitida para lançamento em

qualquer corpo receptor é de 20 mg/L (Art. 34, Resolução CONAMA Nº. 357/2005), de modo

que apenas os sistemas aeróbios projetados para promover a nitrificação são confiavelmente

capazes de atender a esse requisito.

Além disso, em face dos padrões extremamente restritivos com relação ao lançamento

de fósforo, dentre as opções apresentadas na Tabela 3.6 é provável que apenas o pós-

tratamento com flotação por ar dissolvido (com uso de sais metálicos) permitisse remoção de

fósforo suficiente para lançamento em muitos dos corpos d’água em cujas bacias

hidrográficas estejam situadas áreas de grande concentração urbana e industrial.

Com relação aos organismos patogênicos, embora não considerados na Tabela 3.6, é

provável que, daquelas alternativas, apenas os processos “naturais” extensivos (i.e., lagoas de

polimento, disposição no solo e wetlands) pudessem fornecer efluentes com qualidade

sanitária adequada.

49

Tabela 3.6 – Características de sistemas clássicos de tratamento de esgoto sanitário e sistemas com reator UASB seguido de pós-tratamento

DBO5

(mg O2/L)DQO

(mg O2/L)SST

(mg/L)N-NTK

(mg N/L)P-total

(mg P/L)DBO5

(mg O2/L)DQO

(mg O2/L)SST

(mg/L)N-NTK

(mg N/L)P-total

(mg P/L)Implantaçãob

(R$/hab)Operaçãoc

(R$/hab.ano)1 ≤ 30 ≤ 100 ≤ 30 < 5 > 6 85-95 85-90 85-95 85-95 25-30 30-35 130-1801 10-18 18-22 0,03-0,102 ≤ 20 ≤ 100 ≤ 40 < 5 > 8 93-98 85-95 80-95 90-95 10-20 38-43 70-1202 10-18 33-37 0,03-0,103 ≤ 30 ≤ 100 ≤ 30 < 8 > 8 85-95 80-90 85-95 75-90 10-20 19-27 80-1103 7-12 15 0,03-0,104 ≤ 30 ≤ 120 ≤ 30 > 20 > 8 85-95 80-90 85-95 20-50 10-20 25-30 60-1004 4-8 (e ) 0,03-0,105 ≤ 30 ≤ 120 ≤ 30 > 20 > 8 85-95 80-90 85-95 20-50 10-20 25-30 70-1204 (e ) (e ) 0,03-0,106 ≤ 30 ≤ 120 ≤ 40 > 25 > 3 85-95 80-90 80-95 20-40 10-20 15-25 65-1004 8-14 20-24 0,40-0,707 ≤ 30 ≤ 120 ≤ 40 > 25 > 8 85-95 80-90 80-95 20-40 10-20 20-25 60-904 6-12 7-9 0,20-0,308 ≤ 60 ≤ 150 ≤ 60 > 20 > 5 75-85 65-80 80-90 20-70 20-60 15-20 40-704 3-6 0 1,0-1,59 ≤ 60 ≤ 150 ≤ 40 > 25 > 8 75-85 65-80 80-95 10-30 5-10 15-25 40-604 (e ) 0 0,03-0,1010 ≤ 40 ≤ 120 ≤ 20 > 25 < 2 80-90 70-80 90-98 20-40 80-95 33-40 60-804 (e ) 8-12 0,03-0,1011 ≤ 60 ≤ 120 ≤ 30 > 15 < 6 75-85 80-90 85-95 40-70 40-90 10-15 40-704 (e ) 0 1,5-3,012 ≤ 20 ≤ 100 ≤ 20 > 15 < 6 93-98 85-95 90-98 40-70 40-90 10-15 70-1004 (e ) 0 3,0-5,0

Fonte: Adaptado de Além Sobrinho e Jordão (2001), Von Sperling (2002), Kato e Além Sobrinho (1999), Von Sperling (1996), Metcalf e Eddy (1991), Couracci Filho et al. (2001), Oliveira (2004) e Aisse et al. (2001b)Sistema 1 - ETE com sistema de lodo ativado com nitrificação (θc = 4 a 10 dias), com decantador primário, tanque de aeração e decantador secundário, adensador de lodo e digestor anaeróbioSistema 2 - ETE com sistema de lodo ativado por aeação prolongada (θc = 18 a 30 dias), com tanque de aeração e decantador secundário, adensador de lodo e digestor anaeróbioSistema 3 - ETE com reator UASB seguido de sistema de lodo ativado com nitrificação (sem decantador primário, adensador de lodo e digestor anaeróbio)Sistema 4 - ETE com reator UASB seguido de filtro biológico de alta taxa (sem nitrificação)Sistema 5 - ETE com reator UASB seguido de filtro aerado submerso ou biodisco (sem nitrificação)Sistema 6 - ETE com lagoas aeradas de mistura completa e lagoas de decantaçãoSistema 7 - ETE com reator UASB seguido de lagoas aeradas de mistura completa e lagoas de decantaçãoSistema 8 - ETE com reator UASB seguido de lagoa de polimentoSistema 9 - ETE com reator UASB seguido de filtro anaeróbioSistema 10 - ETE com reator UASB seguido de flotação por ar dissolvidoSistema 11 - ETE com reator UASB seguido de escoamento superficial no soloSistema 12 - ETE com reator UASB seguido de terras úmidas (wetlands)

a - Lodo digeridob1 - Faixas usuais de custo para sistemas com população acima de 200 mil hab. (Fonte: Além Sobrinho e Jordão, 2001)b2 - Faixas usuais de custo para sistemas com população entre 50 e 100 mil hab. (Fonte: Além Sobrinho e Jordão, 2001)b3 - Faixas usuais de custo para sistemas com população acima de 50 mil hab. (Fonte: Além Sobrinho e Jordão, 2001)b4 - Faixas usuais de custo para sistemas com população entre 20 mil e 100 mil hab. (Fonte: Além Sobrinho e Jordão, 2001)c - Fonte: Von Sperling (2002), para os sistemas 1 a 3, e adaptado de Oliveira (2004) para os demais.d - considera apenas a área necessária para as unidades de tratamento e não para toda a ETE.e - Valores não disponíveis na literatura.

Energia paraaeração

(kWh/hab.ano)

Demandade áread

(m2/hab)

Produçãode lodoa

(gST/hab.dia)Sistema

Qualidade esperada do efluente Eficiência de remoção (%) Custos

50

3.6.2 Pós-tratamento de reatores anaeróbios em sistema de lodo ativado

Antes de discutir sobre sua utilização no pós-tratamento de efluentes de reatores

anaeróbios, são apresentadas a seguir algumas considerações relevantes em relação ao sistema

de lodo ativado clássico e suas variantes.

3.6.2.1 O sistema de lodo ativado: remoção de material orgânico

Na Figura 3.14 é apresentado um esquema básico de um sistema de lodo ativado

clássico de operação contínua. No reator de lodo ativado (tanque de aeração), a oxigenação

mecânica da mistura de água residuária e microrganismos agrupados em flocos (a qual

mistura é denominada “licor misto”) resulta na remoção de material orgânico e favorece o

desenvolvimento de mais microrganismos, formando flocos macroscópicos que podem ser

separados da fase líquida por sedimentação e posteriormente retornados ao sistema (lodo de

retorno). Com a retenção dos flocos biológicos no decantador secundário, o efluente final

liberado apresenta teores muito baixos de sólidos em suspensão e material orgânico. Como

ocorre a produção contínua de microrganismos, quando a concentração de lodo no sistema

atinge um determinado valor, é necessário descartar o lodo de excesso, de tal modo que se

mantenham massa e concentração de lodo constantes no reator biológico. No esquema

apresentado na Figura 3.14 o lodo de excesso é retirado do licor misto, mas esse descarte

também pode ser feito a partir do lodo de retorno. Conforme se observa na Figura 3.14, o lodo

de excesso, juntamente com o lodo do decantador primário (se houver) precisa ser tratado e

destinado a algum método de disposição final (VAN HAANDEL e MARAIS, 1999).

Em virtude de sua grande versatilidade e eficiência, o sistema de lodo ativado é

amplamente utilizado, em nível mundial, para o tratamento de águas residuárias domésticas e

industriais em situações em que uma elevada qualidade do efluente é necessária e a

disponibilidade de área é limitada. No entanto, esse sistema inclui um índice de mecanização

superior ao de outros sistemas de tratamento, implicando em operação mais sofisticada.

Outras desvantagens são o consumo de energia elétrica para aeração e a produção de lodo

relativamente elevada.

51

LODOPRIMÁRIO

ESGOTOBRUTO

AFLUENTE



EFLUENTE

DECANTADOR PRIMÁRIO

(OPCIONAL)

OXIGENAÇÃO MECÂNICA

DIGESTOR DE LODO

LODO DE EXCESSO(LODO SECUNDÁRIO)

LODO DE RETORNO

LICORMISTO

LODO ESTABILIZADO PARA DESTINO FINAL

ESGOTO DECANTADO

Figura 3.14 – Representação esquemática do sistema clássico de lodo ativado (Fonte: VAN

HAANDEL e MARAIS, 1999)

3.6.2.2 Remoção de nutrientes em sistemas de lodo ativado

Além da oxidação do material orgânico, a partir da década de 1950, observou-se

também ser possível promover a oxidação biológica da amônia a nitrato (nitrificação) em

sistemas de lodo ativado convencionais, utilizando-se o oxigênio como oxidante. A partir de

então, a nitrificação passou a ser aplicada para reduzir a demanda de oxigênio dos efluentes

que continham amônia. Entretanto, para se obter a nitrificação em sistemas de lodo ativado é

necessário aumentar a idade do lodo (tempo médio que os microrganismos permanecem no

reator), pois é necessário que as bactérias responsáveis pela oxidação da amônia permaneçam

no reator por um longo período (TRC elevado), em virtude do lento crescimento das mesmas

(VAN HAANDEL e MARAIS, 1999).

Por meio de algumas modificações em sua configuração, o sistema de lodo ativado

possibilita também a remoção biológica dos macronutrientes nitrogênio e fósforo. A remoção

biológica de nitrogênio é possível através dos processos seqüenciais de nitrificação e

desnitrificação. O primeiro processo consiste na oxidação biológica de amônia a nitrato,

enquanto o segundo é a redução biológica de nitrato a nitrogênio molecular, usando-se

material orgânico (p.ex., o próprio esgoto bruto) como redutor, em ambiente sem oxigênio

dissolvido (anóxico) (VAN HAANDEL e MARAIS, 1999). Para se obter a desnitrificação em

sistemas de lodo ativado, são necessárias algumas modificações no processo, incluindo a

criação de zonas anóxicas no reator e possíveis recirculações internas.

52

Para se obter a remoção biológica de fósforo em sistemas de lodo ativado de lodo

único, é necessário criar uma zona anaeróbia (i.e., sem a presença de oxigênio e de nitrato) no

reator biológico do sistema de lodo ativado. Essa zona anaeróbia propicia uma vantagem em

termos de competição para os organismos acumuladores de fósforo, que podem assimilar o

substrato nesta zona antes de outros microrganismos. A exposição do lodo à condição

anaeróbia e a passagem subseqüente na zona aerada faz com que se desenvolva uma massa de

lodo rica em fósforo (organismos Poli-P), possibilitando a remoção do fosfato da fase líquida.

Assim, o fósforo é removido do sistema quando se faz o descarte do lodo de excesso

(WENTZEL et al., 19907, apud VAN HAANDEL e MARAIS, 1999).

Apesar da possibilidade de remoção biológica de fósforo em sistemas de lodo ativado,

quando os limites para lançamento de fósforo em corpos d’água são muito restritivos pode

haver certa dificuldade em atendê-los se a remoção desse nutriente for feita exclusivamente

por remoção biológica. Segundo De Haas et al. (2000), na África do Sul, por causa da

legislação mais restritiva em relação ao lançamento de fósforo, muitas ETEs, cuja

configuração original consistia de sistemas clássicos de lodo ativado, foram modificadas para

incluir a remoção biológica de fósforo. O tratamento biológico foi preferido em virtude da

disponibilidade de especialistas locais e por causa do custo, uma vez que, segundo o autor,

embora o investimento inicial de sistemas com remoção biológica de fósforo seja maior, o

custo operacional é menor do que o de sistemas de tratamento físico-químico. O mesmo

ocorreu no Canadá, Austrália e Alemanha (DE HAAS et al., 2000).

Contudo, de acordo com De Haas et al. (2000), a remoção biológica de fósforo tende a ser

sensível e sujeita a muitas flutuações, tornando difícil atingir os padrões de lançamento

estabelecidos na legislação sul-africana (concentração de ortofosfatos dissolvidos ≤ 1,0

mg/L). Por causa disso, diversas ETEs projetadas para remoção biológica de nutrientes

passaram a complementar a remoção biológica de fósforo com a remoção química, no próprio

reator biológico (co-precipitação) ou em unidades de tratamento terciário (pós-precipitação)

com separação de sólidos por decantação, filtração ou flotação por ar dissolvido (DE HAAS

et al., 2000).

7 WENTZEL, M.C.; EKAMA, G.A.; DOLD, P.L.; MARAIS, G.v.R. (1990) Biological excess phosphorus removal – Steady state process design. Water S.A., 16 (1). p.29-47.

53

3.6.2.3 Sistemas de lodo ativado em regiões de clima quente

Uma das variáveis mais importantes em processos biológicos é a temperatura, porque

dela dependem as taxas com que se desenvolvem as reações bioquímicas que determinam a

velocidade de crescimento dos microrganismos e de utilização dos substratos. Além disso, em

sistemas de lodo ativado, dependendo da temperatura do esgoto, algumas populações de

microrganismos podem se desenvolver muito mais rapidamente que outras, determinando os

tipos de reações bioquímicas prevalentes e, em conseqüência, os constituintes que são

removidos do esgoto. Por exemplo, a taxa de crescimento dos organismos nitrificantes é

significativamente afetada pela temperatura, de modo que para cada acréscimo de

aproximadamente 7 ºC, a taxa de crescimento dessas bactérias dobra e, inversamente, cada

redução de 7 ºC resulta em redução pela metade da taxa de crescimento (ARCEIVALA,

19818, apud VON SPERLING, 2002).

Outro aspecto importante em relação aos organismos nitrificantes é que sua velocidade

de reprodução é bastante inferior à dos organismos responsáveis pela estabilização da matéria

carbonácea. Logo, para que a nitrificação possa ocorrer eficientemente é preciso que as

bactérias nitrificantes permaneçam no reator por um tempo suficiente para permitir seu

desenvolvimento; ou seja, a idade do lodo deve ser suficiente para que essas bactérias atinjam

uma população suficiente para promover a nitrificação da amônia presente no esgoto, antes

que as mesmas sejam removidas do sistema como lodo de excesso. Arceivala (1981)8, apud

Von Sperling (2002) sugere valores mínimos para a idade do lodo, de acordo com a

temperatura do líquido no reator, para esgotos sem nenhum fator inibidor (ver Tabela 3.7).

Tabela 3.7 – Idade do lodo mínima necessária para nitrificação Temperatura do líquido no reator (ºC) Idade do lodo (θc) mínima para nitrificação

completa (dias) 5 12 10 9,5 15 6,5 20 3,5

(Fonte: ARCEIVALA, 1981, apud VON SPERLING, 2002)

Em virtude dos fatores acima, em sistemas de lodo ativado implantados em regiões de

clima moderado, a nitrificação só se desenvolve quando o mesmo é projetado especificamente

8 ARCEIVALA, S.J. (1981) Wastewater treatment and disposal. Marcel Dekker, New York. 892 p.

54

para esta finalidade, empregando uma idade do lodo longa. Em regiões de clima quente, como

o Brasil, a temperatura alta favorece que ocorram elevadas velocidades de crescimento de

bactérias nitrificantes, de modo que o desenvolvimento da nitrificação é praticamente

inevitável. Assim, em regiões de clima moderado (temperatura na faixa de 0 a 15 ºC) a

nitrificação é opcional e, por isso, muitos sistemas são construídos para o tratamento

secundário, apenas. Nas regiões tropicais (temperatura de esgoto geralmente acima de 20 ºC),

a nitrificação se desenvolverá se a capacidade de oxigenação instalada for suficiente para

atender às demandas carbonácea e nitrogenada. Se a oxigenação for insuficiente, haverá

competição pelo oxigênio entre as bactérias nitrificantes e as que oxidam o material orgânico,

de modo que os dois processos se desenvolvem parcialmente, com a liberação de um efluente

final de má qualidade, contendo tanto material orgânico quanto amônia. Além disso, em

ambiente com baixo teor de oxigênio desenvolve-se um lodo com predominância de

organismos filamentosos (que não sedimentam bem), o que resulta na descarga de sólidos em

suspensão com o efluente final, piorando ainda mais sua qualidade (VAN HAANDEL e

MARAIS, 1999).

Outro aspecto operacional importante em sistemas de lodo ativado em regiões de

clima quente diz respeito à desnitrificação. Segundo Van Haandel e Marais (1999), se a

nitrificação se desenvolver no reator biológico (mesmo que parcialmente) sem que nele ocorra

também a desnitrificação, este processo provavelmente se desenvolverá no decantador

secundário. Caso isso ocorra, as bolhas de nitrogênio geradas no decantador subirão à

superfície livre, agregando-se a flocos de lodo durante sua trajetória ascendente, formando

uma camada de lodo flutuante que acaba sendo descarregada no efluente final da ETE. Essa

perda de lodo devido à flotação tem conseqüências graves para a qualidade do efluente e a

estabilidade operacional do sistema, já que o efluente final passa a ter elevado teor de sólidos

em suspensão e de material orgânico, e a perda excessiva de lodo pode fazer com que a massa

de microrganismos no sistema se torne insuficiente para o tratamento do material orgânico

(VAN HAANDEL e MARAIS, 1999).

Em virtude dos fatores citados, de acordo com Van Haandel e Marais (1999), “o

tratamento terciário (remoção de nitrogênio) não é opcional para sistemas de lodo ativado

projetados em regiões de clima tropical e subtropical”. Segundo esses autores, a não inclusão

das etapas de nitrificação e desnitrificação no projeto tenderá a causar instabilidade

operacional do sistema e eficiência de remoção insatisfatória no tratamento secundário.

55

3.6.2.4 O sistema de lodo ativado empregado no pós-tratamento de reatores anaeróbios

Até o presente, a maior aplicação do sistema de lodos ativados tem sido o tratamento

direto de efluentes domésticos ou industriais. Mais recentemente, a opção de utilização do

sistema de lodos ativados como pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios passou a

ser pesquisada e utilizada, em função de inúmeras vantagens, principalmente associadas ao

menor consumo de energia elétrica e à menor produção de lodo, mantendo-se a qualidade do

efluente comparável ao de um sistema de lodos ativados convencional.

Nessa configuração, devido á remoção de grande parte do material orgânico no pré-

tratamento anaeróbio, a capacidade de oxigenação para a remoção do material orgânico

residual no sistema de lodo ativado é muito menor que a necessária para o tratamento de

esgoto sem o pré-tratamento anaeróbio. Além disso, o reator anaeróbio atua como um tanque

de equalização, reduzindo as oscilações na demanda de oxigênio, o que também contribui

para a redução na capacidade de oxigenação necessária. A menor demanda por oxigênio

implica em menor consumo de energia elétrica, que é um dos principais componentes dos

custos operacionais (VAN HAANDEL e MARAIS, 1999).

Em relação à produção de lodo, o sistema anaeróbio/aeróbio resulta em uma massa de

lodo a tratar da ordem de 40 a 50% do produzido na concepção clássica de lodo ativado

convencional e entre 50 e 60% em comparação com a modalidade com aeração prolongada.

(VON SPERLING, 2002). Van Haandel e Marais (1999) argumentam ainda que um outro

fator que conduz à redução dos custos operacionais é que a digestão do lodo de excesso do

sistema de lodo ativado pode ser realizada no próprio reator anaeróbio (p.ex., UASB),

dispensando-se uma unidade adicional (digestor) para este fim, o que implica em redução

significativa dos custos de construção. Além disso, o lodo digerido na unidade de pré-

tratamento anaeróbio apresenta boa desidratabilidade e concentração final de sólidos (75 a

100 g/L) muito maior do que a obtida em digestores clássicos (25 a 70 g/L, para a mistura de

lodo primário e biológico digeridos, segundo Metcalf e Eddy, 1991), o que implica na redução

dos custos com a disposição final do lodo.

Além das vantagens citadas, conceitualmente, existem ainda outras razões que

recomendam o uso de sistemas combinados anaeróbio/aeróbio (especialmente os de lodo

ativado) e que podem ainda motivar novos aperfeiçoamentos nesta configuração. Esses

benefícios provêm do estudo da “tratabilidade” do esgoto em reatores aeróbios e anaeróbios,

de acordo com a distribuição de tamanho das partículas presentes no esgoto.

56

Nesse sentido, Balmat (1957) realizou um dos trabalhos pioneiros sobre o estudo da

biodegradabilidade em diferentes frações do esgoto. Esse autor mediu a taxa de consumo de

oxigênio (DBO) em esgoto sanitário para quatro frações distintas: sedimentável,

supracoloidal, coloidal e solúvel. Os sólidos sedimentáveis (>100 µm) foram separados em

cone Imhoff (tempo de sedimentação: 1 hora). A fração supracoloidal (1 µm a 100 µm) foi

separada pela centrifugação do sobrenadante da etapa anterior. O efluente da centrífuga foi

filtrado em membrana de ultrafiltração para remoção de uma nova parcela, considerada

equivalente aos sólidos coloidais (0,08 µm a 1,00 µm). O filtrado foi considerado como sendo

os sólidos solúveis. Nesse estudo, Balmat (1957) concluiu que a velocidade de degradação

aumentou com a diminuição do tamanho das partículas. Assim, as frações cujas partículas

eram menores que 1 µm foram facilmente degradadas, enquanto as frações supracoloidal e

sedimentável apresentaram menor biodegradabilidade. Segundo o autor, a biodegradabilidade

da parcela solúvel foi 3,2 vezes maior que a da fração supracoloidal e 1,5 vez maior que a da

fração coloidal.

Levine et al. (1985) também investigaram a relação entre cinética de degradação

aeróbia do esgoto e distribuição de tamanho de partículas em sistemas de tratamento

biológico, pelo fracionamento das amostras por filtrações sucessivas em membrana. Os

resultados obtidos indicaram que partículas menores que 1 µm poderiam ser degradadas muito

mais rapidamente que aquelas maiores que 1 µm, corroborando os resultados de Balmat

(1957). Em trabalho posterior, Levine et al. (1991) constataram que a filtração de efluentes

primários antes de reatores biológicos resultava em maiores taxas de degradação, graças à

redução no tamanho das partículas no afluente desses reatores. Novamente, os resultados

obtidos reafirmaram as conclusões de Balmat (1957) e Levine et al. (1985).

Em um estudo dedicado à influência do tamanho das partículas na digestão anaeróbia

de esgoto, Elmitwalli et al. (2001) investigaram a degradabilidade e o efeito da digestão

anaeróbia sobre a distribuição de tamanho de partículas de esgoto sanitário bruto, esgoto

sanitário filtrado e "águas negras" em experimentos em escala de bancada. As amostras foram

fracionadas nas seguintes parcelas: suspensa (obtida por filtração em papel de filtro com

abertura de 4,4 µm), coloidal (fração que passou pelo papel de filtro e ficou retida em

membrana de 0,45 µm) e solúvel (filtrado da membrana de 0,45 µm). A biodegradabilidade a

30ºC das águas negras, do esgoto bruto e do esgoto filtrado (4,4 µm) foi aproximadamente a

mesma (71 a 74%), enquanto na fração filtrada em membrana (0,45 µm) foi relativamente

baixa (62%). (ELMITWALLI et al., 2001)

57

Segundo Elmitwalli et al. (2001), a DQO da parcela coloidal geralmente representa de

60 a 80% da DQO efluente de reatores anaeróbios. Entretanto, em ensaios de longa duração

(até 135 dias), verificou-se que a degradabilidade dessa parcela foi elevada, o que, segundo os

autores, indica que a baixa remoção de partículas coloidais geralmente observada em reatores

anaeróbios de alta taxa se deve à baixa remoção física e não à baixa biodegradabilidade. Em

reatores anaeróbios, as parcelas solúvel e coloidal, em tese, permanecem dentro dos reatores

apenas pelo tempo equivalente ao tempo de detenção hidráulica (TDH). A parcela

supracoloidal pode eventualmente ser capturada pela manta de lodo ou por adsorção a flocos

biológicos, permanecendo no reator por períodos maiores que TDH. A fração sedimentável,

por sua vez, pode ficar retida no reator por períodos equivalentes ao tempo de retenção

celular, resultando em maior tempo para sua degradação (ELMITWALLI et al., 2001).

Em resumo, verifica-se que a biodegradabilidade em reatores aeróbios é maior quanto

menor for o tamanho das partículas, de modo que, em geral, as parcelas solúvel e coloidal são

degradadas a maiores taxas que as frações supracoloidal e sedimentável (BALMAT, 1957;

LEVINE et al., 1985 e LEVINE et al., 1991). Em reatores anaeróbios, ao contrário, as

parcelas sedimentável e supracoloidal são melhor removidas em virtude de sua retenção nos

reatores por maiores períodos (TRC).

Levine et al. (1991) defendem que, para que se obtenha melhor desempenho das

unidades de tratamento de esgoto aeróbias (i.e., lodo ativado), é importante a inclusão de

etapas anteriores que possam selecionar uma faixa de tamanho de partículas que ofereça

vantagem à cinética do processo biológico de tratamento (papel "parcialmente" cumprido pelo

decantador primário, em sistemas de lodo ativado). Algumas medidas sugeridas pelos autores

são: uso de coagulante químico, quebra de partículas por bombeamento, desintegração por

ultra-som, filtração do efluente primário etc. (LEVINE et al., 1991). A adoção de tais

medidas, entretanto, implicaria em custos adicionais com, por exemplo, energia,

equipamentos, produtos químicos, manejo de lodo etc. O uso de reatores anaeróbios à

montante de reatores aeróbios, nas condições climáticas brasileiras, entretanto, possibilita a

remoção (degradação e digestão parcial) das partículas sedimentáveis e de parte das demais

frações no reator anaeróbio, favorecendo a cinética de degradação da matéria orgânica

residual na unidade subseqüente (aeróbia) pela redução do tamanho das partículas. Além

disso, essa concepção oferece as vantagens adicionais citadas anteriormente, como baixo

consumo de energia, menor produção de lodo (já estabilizado) e menores custos de

implantação e operação (SANTOS et al, 2004).

58

3.6.2.5 Remoção de nutrientes em sistema composto de reatores anaeróbios seguido de lodo

ativado

Embora ofereçam diversas vantagens na remoção do material orgânico do esgoto em

comparação com os sistemas de lodo ativado convencionais, os sistemas que combinam

reatores anaeróbios modernos e lodo ativado podem apresentar alguns problemas no que

concerne á remoção de nutrientes.

De acordo com Além Sobrinho e Kato (1999), os sistemas biológicos para remoção de

nitrogênio apresentam eficiência superior a 90% quando o esgoto apresenta N/DQO < 0,08,

“que é comum em esgoto sanitário tipicamente doméstico bruto ou decantado”. Do mesmo

modo, a remoção de fósforo em sistemas biológicos também apresenta elevada eficiência,

com concentração de fósforo total usualmente inferior a 1 mg/L, quando se tem uma relação

P/DQO <0,03 (ALÉM SOBRINHO e KATO, 1999).

Entretanto, quando reatores anaeróbios são usados para o pré-tratamento do esgoto,

ocorre remoção considerável do material orgânico biodegradável, mas quase nenhuma

remoção de nitrogênio e fósforo, o que torna as relações N/DQO e P/DQO demasiadamente

elevadas e prejudica consideravelmente a remoção biológica de N e P.

Quando o objetivo do tratamento de esgoto inclui a remoção de nitrogênio, o reator

anaeróbio (p.ex., UASB) pode ser usado para tratar uma parcela do esgoto bruto, devendo o

restante ser encaminhado diretamente para o tratamento biológico complementar (p.ex., lodo

ativado) para servir como suprimento de material orgânico para a desnitrificação. Nesse caso,

ainda existe grande vantagem no uso do reator anaeróbio, que além de tratar parte do material

orgânico do esgoto também é utilizado no tratamento do lodo gerado no pós-tratamento,

eliminando a necessidade de construção de dispositivos como adensador e digestor anaeróbio

de lodo (ALÉM SOBRINHO e KATO, 1999; VAN HAANDEL e MARAIS, 1999).

Em relação à remoção de fósforo, Van Haandel e Marais (1999) e Além Sobrinho e

Jordão (2001) argumentam que sua remoção biológica em sistemas anaeróbio/aeróbio não é

viável, porque a remoção da maior parte do material orgânico mais facilmente degradável no

reator anaeróbio prejudica o processo de acumulação de fósforo em excesso (luxury uptake)

pelos organismos Poli-P na etapa aeróbia do processo. Além disso, perde-se a vantagem de

promover a digestão do lodo no reator anaeróbio, já que, assim procedendo, o fósforo seria

liberado para a fase líquida pelos microrganismos Poli-P.

De acordo com os argumentos apresentados, face às exigências operacionais dos

sistemas de lodo ativado operados em regiões de clima quente, sua utilização no pós-

59

tratamento de reatores anaeróbios implica em um sistema “robusto”, que deve incluir a

remoção biológica de nitrogênio, mas que inviabiliza a remoção biológica de fósforo.

Contudo, a remoção de fósforo muitas vezes é mais importante do que a de nitrogênio,

uma vez que o fósforo é o fator limitante ao crescimento primário com maior freqüência que o

nitrogênio e que a amônia pode ser sintetizada por alguns microrganismos a partir do

nitrogênio molecular. Logo, uma restrição em relação à configuração “anaeróbio/lodo ativado

com nitrificação e desnitrificação”, além do custo elevado, é que a remoção de nitrogênio,

mesmo que quase completa, pode não ser suficiente para prevenir a eutrofização do corpo

d’água receptor.

Além do sistema que inclui a remoção biológica de nitrogênio, outras configurações

do sistema de lodo ativado que potencialmente oferecem boa estabilidade operacional são

aqueles que incluem a adição de sais metálicos para coagulação/precipitação (e, às vezes,

polieletrólitos para coagulação ou floculação), sendo que, nesses casos, há a vantagem de

poderem ser obtidas elevadas eficiências de remoção de fósforo.

Segundo Além Sobrinho e Kato (1999), “a remoção de fósforo em ETEs com o uso de

reator UASB somente será efetiva se forem utilizados produtos químicos para remoção do

fósforo”. Nesse caso, o uso do reator UASB também apresenta a vantagem de poder ser

utilizado para estabilizar o lodo gerado no tratamento complementar (biológico aeróbio com

adição de sais de alumínio ou ferro) (ALÉM SOBRINHO e KATO, 1999).

3.6.3 Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios por coagulação/precipitação

com adição de sais metálicos

Conforme mencionado no Capítulo 1, os sistemas de tratamento de esgoto que

empregam sais metálicos trivalentes (i.e., sais de ferro e alumínio) e, em certos casos,

polieletrólitos, com separação dos flocos por decantação ou flotação por ar dissolvido, são

geralmente eficientes na remoção de fósforo e do material coloidal e em suspensão no esgoto.

Entretanto, a eficiência de remoções de material orgânico solúvel é praticamente nula nesses

métodos de tratamento. Por exemplo, quando se emprega a pré-precipitação de esgoto bruto,

com adição de sais de ferro ou alumínio, a eficiência de remoção de DBO e DQO dificilmente

atinge 60 a 65%, que consiste na parcela do material orgânico do esgoto que se encontra nas

frações sedimentável e supra-coloidal e em parte da fração coloidal (conforme a classificação

proposta por Rudolfs e Balmat, 1952). A parcela que não é removida consiste principalmente

60

do material orgânico solúvel, que não pode ser removido por coagulação. Contudo, quando se

utiliza o tratamento biológico anaeróbio a montante de unidades de tratamento físico-químico

tem-se uma boa redução da matéria orgânica solúvel do esgoto, permitindo que o sistema

combinado tenha uma boa eficiência final em relação à matéria orgânica e também em relação

ao fósforo (ALÉM SOBRINHO e JORDÃO, 2001).

Diversas pesquisas desenvolvidas no Brasil, realizadas no âmbito do PROSAB,

demonstraram a aplicabilidade do uso de coagulantes (sais metálicos e/ou polieletrólitos) no

pós-tratamento de efluentes de reatores biológicos. Na maioria dos casos, a configuração

empregada consiste de: pré-tratamento em reatores anaeróbios, coagulação, floculação e

separação de sólidos por flotação por ar dissolvido. Segundo vários autores, essa configuração

apresenta eficiências consideráveis de remoção de fósforo e de sólidos suspensos, resultando

também na remoção complementar do material orgânico que se encontrar na forma de

partículas suspensas ou coloidais. Outros aspectos favoráveis da flotação são o baixo teor de

umidade no lodo flotado e a elevação na concentração de oxigênio dissolvido no efluente

final. (CAMPOS et al., 1996; REALI et al., 1998; PENETRA, 1998; MARCHIORETTO,

1999; PINTO FILHO e BRANDÃO, 2001; AISSE et al., 2001a; PENETRA, 2003;

CARVALHO, 2003; entre outros). Em conseqüência desses e de outros estudos (ver item

3.6.5.2), novas estações de tratamento estão sendo projetadas no Brasil com base nessa

concepção, sendo que algumas já se encontram em operação.

Outro aspecto importante dos métodos de tratamento que empregam processos físico-

químicos se refere aos custos. Esses métodos, em comparação com os que empregam

processos aeróbios, necessitam de menor investimento inicial, embora usualmente apresentem

maior custo operacional (DE HAAS et al., 2000). Entretanto, em virtude das dificuldades

financeiras enfrentadas por muitas companhias de saneamento brasileiras, da política de juros

elevados praticada no Brasil há alguns anos e da relativa carência de linhas de crédito a juros

baixos para investimentos em saneamento, atualmente, o custo financeiro (i.e., o custo anual

para pagamento do investimento inicial da ETE, incluindo os juros) é um fator de grande

importância na escolha de alternativas. Van Haandel e Marais (1999) fizeram algumas

simulações de sistemas de tratamento para uma população de 100 mil habitantes,

considerando taxa de juros de 8 % a.a. e vida útil de 20 anos, e concluíram que o custo

financeiro representava 43% das despesas de uma ETE convencional –– sendo que metade

deste montante se destinaria ao pagamento de juros –, enquanto os custos com aeração e com

pessoal representavam, respectivamente, 10% e 25%. Considerando que a taxa de juros pode

61

ser ainda mais elevada que 8 % a.a., sistemas com menor investimento inicial tornam-se

potencialmente mais atrativos, principalmente para a etapa inicial do projeto.

Apesar de oferecer diversas vantagens, uma provável limitação do pós-tratamento de

efluentes de reatores anaeróbios por métodos físico-químicos, entretanto, consiste na reduzida

eficiência de remoção de nitrogênio orgânico e amoniacal (NTK), o que, em certos casos,

pode impedir a aplicação desse sistema, ante a impossibilidade de atender o padrão para

lançamento de nitrogênio amoniacal (ver item 3.4.1). Quando a remoção –– ou oxidação a

nitrato –– do nitrogênio orgânico e amoniacal for necessária, será necessário incluir na ETE

uma unidade aeróbia para este fim.

Em face dessa restrição, vários sistemas físico-químicos têm sido empregados em

ETEs em que se planeja a implantação do sistema por etapas. Alguns exemplos são: ETE

Capuava (Valinhos-SP), ETEs Souzas e Anhumas (Campinas-SP); ETE Monjolinho (São

Carlos-SP) e ETE Barra Bonita (Barra Bonita-SP). Em todas essas ETEs, o projeto foi

concebido para ser implementado em duas etapas. Inicialmente são implantados: tratamento

preliminar, reator anaeróbio (UASB), flotação por ar dissolvido e desinfecção por UV. Em

uma segunda etapa, é implantada uma unidade aeróbia (p.ex., lodo ativado) após o reator

anaeróbio (o flotador passa a cumprir o papel do decantador secundário no sistema de lodo

ativado), para possibilitar a nitrificação do efluente e a remoção complementar de material

orgânico (MORETTI, 2005). Esta configuração será discutida no item 3.6.6.

Em face dos excelentes resultados obtidos em estudos com unidades de flotação por ar

dissolvido, parece ser esta, atualmente, a opção mais empregada para separação final de

sólidos em sistemas de pós-tratamento físico-químico de reatores anaeróbios. Contudo,

existem indícios de que a configuração composta de reator anaeróbio seguido de coagulação-

floculação-sedimentação também possa fornecer um efluente de qualidade similar ao dos

sistemas de flotação por ar dissolvido (no item 3.6.4, a seguir, são feitas algumas

considerações nesse sentido). Como nos sistemas que empregam a flotação, citados no

parágrafo anterior, a implantação das unidades da ETE por etapas também é aplicável nessa

configuração.

3.6.4 Pós-tratamento de reatores anaeróbios por coagulação/precipitação e sedimentação

Diversos estudos já demonstraram que a flotação por ar dissolvido possibilita a

obtenção de um efluente de excelente qualidade, quando empregada em conjunto com a

62

coagulação/precipitação, no pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, o que já foi

demonstrado em diversas pesquisas. Curiosamente, entretanto, são muito raras as publicações

sobre emprego da sedimentação para separação de sólidos após a coagulação/precipitação

desses efluentes. Além Sobrinho e Jordão (2001) citam a existência de uma ETE com reator

UASB seguido de tratamento físico-químico, com cloreto férrico como coagulante, e

decantador lamelar, implantada pela SANEPAR em Cascavel-PR, a qual era operada (2001)

com vazão de 30 L/s (mas com capacidade para até 75 L/s), cujo efluente apresentava DBO <

30 mg/L e fósforo < 1mg/L, valores similares aos obtidos em sistemas com flotação (ALÉM

SOBRINHO e JORDÃO, 2001). Os autores não informam, entretanto, o tipo de coagulante e

a dosagem empregada.

Em outro estudo, Sinelli (2002) investigou um sistema piloto composto de reator

UASB seguido de unidades de mistura rápida, floculação e decantador lamelar. O cloreto

férrico foi o coagulante utilizado em todos os ensaios. Segundo o autor, a concentração de

fósforo total no efluente do sistema de tratamento foi inferior a 1,0 mg/L para relações Fe/P

entre 2,0 e 3,8. A DQO residual no efluente variou entre 16 e 56 mg/L, com eficiência de

remoção média de 45%. Para os SST, a eficiência média de remoção foi de 79%. Nessa

pesquisa, os parâmetros operacionais intervenientes na coagulação/precipitação (gradientes e

tempos de mistura rápida e floculação, dosagem de coagulante, velocidade de sedimentação,

etc.) foram inicialmente ajustados em reatores de bancada (jar test) e posteriormente refinados

na unidade piloto.

Na Tabela 3.8, são apresentados alguns dos resultados obtidos por Sinelli (2002) e os

resultados de algumas pesquisas com sistemas de pós-tratamento por flotação. Nessa tabela,

observa-se que as eficiências de remoção de DQO, sólidos suspensos e fósforo, obtidas no

pós-tratamento com decantador lamelar, foram similares às observadas em sistemas de

flotação por ar dissolvido.

Complementarmente, Sinelli (2002) comparou os custos implantação de dois sistemas

de pós-tratamento com coagulação/precipitação de efluentes de reatores anaeróbios: o

primeiro consistia de decantador lamelar e adensador de lodo por gravidade, e o segundo de

sistema de flotação por ar dissolvido, tendo em vista a obtenção de lodo adensado com

características similares. Segundo o autor, o primeiro sistema resultou em um custo de

implantação quase 50% menor do que o do sistema com flotação por ar dissolvido, ambos

empregados no pós-tratamento de reatores anaeróbios (SINELLI, 2002).

63

Tabela 3.8 – Estudos sobre pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios por coagulação/precipitação, com separação de sólidos flotação por ar dissolvido ou sedimentação

DBO DQO SST N-NTK P-total Turbidez Coraparente

1 60 7,26 - 61 68 - 6,52 - - - 16 6 - 0,21 - - - 74/(-) 91/(-) - 97/(-) - - 120 NA Pilotoi Sinelli (2002)1 100 6,65 - 50 22 - 13,48 - - - 26 4 - 0,87 - - - 47/(-) 82/(-) - 94/(-) - - 120 NA Pilotoi Sinelli (2002)2 - 6,4 49 100 - - 2,85 - - 9 37 - - 0,07 4,4 39,4 82/(96) 63/(91) - - 98/(-) - - - - Piloto Aisse et al. (2001a)j

2 65 6,1 37 118 47 57 4,1 13,4 - 17 79 41 41,8 1,4 4,1 - 54/(91) 33/(87) 13/(83) 27/(13) 66/(68) 69/(93) - 187,2 10,5 Plena Aisse et al. (2001a)j

2 100 / (50)a 6,8 92 319 38 49 6,5 47,0 - 25 86 30 25 1,04 14,0 - 73/(-) 73/(-) 21/(-) 49/(-) 84/(-) 70/(-) - 70 21,0e Bancada Campos (1996)2 65 5,3 - 186 288 34 4,6 65,4 387 - 22 180 - 0,18 1,99 32 - 88/(98) 38/(69) - 96/(98) 97/(99) 92/(98) 144 19,0 Bancada Penetra (1998)2 65 6,1 125 370 89 48 6,6 63,0 636 37 59 23 31,8 2,98 30,6 191 70/(91) 84/(94) 74/(87) 34/(14) 55/(60) 51/(89) 70/(86) 140 29,5f Piloto Penetra (1998)j

2 30 / (1,0)b 6,7 - 106 - - 2,1 71,7 - - 23 - - 0,9 2,6 - - 78/(95) - - 57/(86) 96/(99) - 144 19,0 Bancada Reali et al. (2001)2 50 - - 305 95,6 - 5,8 136 - - 59 7,6 - 0,6 7,1 - - 81/(92) 92/(97) - 90/(92) 95/(97) - 180 15,8g Piloto Penetra et al. (2003)j

2 70 - - 280 130 - 4,0 167 - - 85 47 - 1,0 30,0 - - 70/(85) 64/(76) - 75/(80) 82/(89) - 504 8,1 Piloto Carvalho (2003)j

2 160-240c - - - - - - - - - 77 16 - 0,08 7,0 - - 73/(-) 74/(-) - 99/(-) 79/(-) - 130 10,5h Bancada Pinto F.; Brandão (2000)k

Sistema 1 - Pós-tratamento de reator anaeróbio por coagulação, floculação e sedimentaçãoSistema 2 - Pós-tratamento de reator anaeróbio por coagulação, floculação e flotação por ar dissolvido

NA - Não se aplica.- Valores não informados ou determinações não realizadas.a - Cal.b - Polímero não-iônico de alto peso molecular.c - Dosagem de sulfato de alumínio anidro (Al2(SO4)3)d - Quando apresentadas em unidades diferentes, as concentrações foram convertidas para mg P/Le - Calculado para pressão = 450 kPa, temperatura de 22 ºC, fração de recirculação (R) de 20% e eficiência de 100% na câmara de saturação.f - Fração de recirculação: 40%.g - Calculado para pressão = 450 kPa, temperatura de 27 ºC (média durante ensaio), fração de recirculação (R) de 18% e 90% de eficiência na câmara de saturação.h - Pressão = 500 kPa; Fração de recirculação: 15% (Pinto Filho e Brandão, 2000)i - Decantador lamelar em escala pilotoj - Valores médios de várias amostras coletadas. k - Eficiências de remoção de fósforo para amostras filtradas.

Escalasistemade pós-trata-mento

Referência

Sist

ema

Turb

idez

(NTU

)C

or a

pare

nte

(UC

)

Eficiências de remoção (%)Pós-tratamento / (Reator anaeróbio + pós-tratamento)

DQ

O(m

g/L)

SST

(mg/

L)N

-NTK

(mg

N/L

)

Cloretoférrico, emmgFeCl3/L

/ (Auxiliar decoagulação,em mg/L)

Taxa deaplicaçãosuperficial(m3/m2dia)

Quantid.de ar

fornecida (g ar/m3)

pH a

pós m

istu

rado

coa

gula

nte Características do efluente do reator anaeróbio Características do efluente final

DB

O(m

g/L)

P-to

tald

(mg

P/L)

Turb

idez

(NTU

)C

or a

pare

nte

(UC

)

DQ

O(m

g/L)

SST

(mg/

L)N

-NTK

(mg

N/L

)

P-to

tald

(mg

P/L)

DB

O(m

g/L)

64

3.6.5 Pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios em sistemas de flotação por ar

dissolvido

3.6.5.1 Sistemas de flotação por ar dissolvido

A flotação é um processo usado para separar partículas sólidas ou líquidas (p.ex.,

gotículas de óleo) de uma fase líquida. A separação é obtida pela introdução de microbolhas

de gás (geralmente ar) no líquido, as quais podem aderir às partículas dispersas, criando uma

força de empuxo capaz de arrastá-las à superfície, onde as mesmas são removidas. Em

comparação com a sedimentação, a principal vantagem da flotação é a possibilidade de

remoção, em curto intervalo de tempo, de partículas muito pequenas ou muito leves, que

sedimentam lentamente. As modalidades de sistemas de flotação dependem do modo como as

microbolhas são inseridas ou geradas na fase líquida. As mais empregadas são (METCALF e

EDDY, 1991):

• Flotação por ar dissolvido: injeção (dissolução) de ar no líquido pressurizado e

posterior despressurização até a pressão atmosférica, formando microbolhas em

virtude de se ultrapassar o ponto de saturação do ar;

• Flotação por ar disperso: introdução direta do gás na fase líquida, à pressão

atmosférica;

• Flotação a vácuo: saturação do líquido com ar à pressão atmosférica, com posterior

aplicação de vácuo ao líquido.

Na flotação por ar dissolvido (FAD) geralmente uma parte do efluente final é

recirculada e pressurizada (400 a 600 kPa) em uma câmara de saturação por alguns minutos.

Em virtude da pressão elevada e do favorecimento do contato entre ar e líquido, ocorre a

dissolução de grandes concentrações de ar no líquido. A seguir, o líquido pressurizado passa

por um dispositivo de redução de pressão e é misturado com o afluente (p.ex., esgoto bruto)

no tanque de flotação, onde o ar é liberado da solução na forma de microbolhas que arrastarão

as partículas para a superfície do líquido (ver Figura 3.15). Segundo Mels (2001), a flotação é

sempre (sic) empregada em combinação com agentes coagulantes/floculantes, que são

adicionados para melhorar as condições de agregação das bolhas com os flocos.

65

FLOCULAÇÃO (OPCIONAL)

MISTURA RÁPIDA


RASPADOR DE LODO

LODO

AFLUENTE

UNIDADES HIDRÁULICAS OU MECANIZADAS

EFLUENTE

BOMBA

CÂMARA DE SATURAÇÃO

VÁLVULA DE CONTROLE DE

PRESSÃO

EFLUENTERECIRCULADO

Figura 3.15 – Representação esquemática de um sistema de flotação por ar dissolvido,

incluindo unidades de mistura rápida e floculação (Fonte: Adaptado de METCALF e EDDY, 1991, e MELS, 2001).

3.6.5.2 Pós-tratamento de reatores anaeróbios por precipitação/coagulação e flotação por ar

dissolvido

De acordo com Aisse et al. (2001b), a flotação é uma alternativa atraente para o pós-

tratamento de efluentes de reatores anaeróbios, porque remove sólidos em suspensão e,

quando empregada em combinação com agentes coagulantes, pode remover eficientemente

fósforo e uma parcela do nitrogênio e do material orgânico (frações particuladas). Além disso,

a flotação proporciona a redução dos teores de gases odoríferos e eleva o nível de oxigênio

dissolvido no efluente. De acordo com esses autores, os primeiros estudos sobre o emprego da

flotação por ar dissolvido no pós-tratamento de reatores UASB realizados no Brasil, em

escala de laboratório, foram desenvolvidos em 1992 pela Companhia de Saneamento do

Paraná (SANEPAR), na ETE Ronda (Ponta Grossa - PR), e apresentados por Jürgensen e

Richter (1994)9 (AISSE et al., 2001b). Em 1995, foi realizado um estudo em unidade piloto

instalada nessa mesma ETE, o qual motivou a construção de uma instalação em escala plena

(ETE Cambuí), com vazão de 360 m3/h (AISSE et al., 2001a). Diversas pesquisas com a

configuração anaeróbio/flotação foram também desenvolvidas pelo grupo de pesquisa da

Escola de Engenharia de São Carlos da Universidade de São Paulo (EESC-USP) (CAMPOS

66

et al., 1996; REALI et al., 1998; PENETRA, 1998; MARCHIORETTO, 1999; PORTO, 2001;

CARVALHO, 2003; PENETRA, 2003) e um estudo foi realizado nas instalações da CAESB,

em Brasília (PINTO FILHO e BRANDÃO, 2001). Na Tabela 3.8 (página 63), são

apresentados alguns dos resultados obtidos nessas pesquisas.

Observa-se na Tabela 3.8 que, em geral, o sistema composto de reator anaeróbio e

flotação (com o uso coagulantes) apresenta elevadas eficiências de remoção de material

orgânico (remoções de DBO e DQO geralmente acima de 90%, com DBO residual menor que

40 mg/L), sólidos em suspensão (residual geralmente menor que 50 mg/L) e fósforo (residual

menor que 1,0 mg/L, na maioria dos casos). Entretanto, as eficiências de remoção de NTK

geralmente não são tão elevadas, variando aproximadamente entre 10 e 50% (ver Tabela 3.8).

Os primeiros estudos sobre o pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios por

flotação por ar dissolvido, em caráter preliminar, desenvolvidos na EESC-USP, foram

realizados por Campos et al. (1996) (ver Tabela 3.8). No sistema investigado, o efluente da

flotação –– o qual era bastante clarificado –– era submetido à desinfecção por radiação

ultravioleta, resultando na remoção de mais de 5 log em termos de coliformes fecais.

Os resultados obtidos por Campos et al. (1996) motivaram o trabalho subseqüente de

Penetra (1998), que investigou a flotação em unidades de bancada e piloto sob diversas

condições operacionais e, ajustando as variáveis operacionais do sistema, obteve resultados

ainda melhores que os apresentados por Campos et al. (1996), conforme se observa na Tabela

3.8.

Na Tabela 3.8 observa-se ainda que, em geral, há a tendência de os resultados obtidos

em reatores de bancada (flotateste) apresentarem resultados melhores que unidades em escala

piloto e estas, em geral, apresentaram eficiências de remoção maiores que as instalações em

escala plena. Por exemplo, de acordo com os dados apresentados por Aisse et al. (2001a), as

eficiências de remoção de todos os constituintes, principalmente de fósforo, foram maiores na

unidade piloto que na em escala plena. De modo semelhante, os resultados obtidos por

Penetra (1998) em unidade piloto foram inferiores aos obtidos na mesma pesquisa quando os

ensaios foram realizados em reator de bancada (flotateste), principalmente para remoção de

fósforo. Segundo o autor, isto se deveu às condições hidrodinâmicas inadequadas na unidade

piloto.

Uma outra causa possível para os resultados inferiores de reatores em maior escala é

que os parâmetros adotados nestas unidades geralmente são obtidos em unidades de

9 JÜRGENSEN, D.; RICHTER, C.A. (1994) Tratamento de esgoto por digestão anaeróbia – coagulação e

67

laboratório. É importante ressaltar, entretanto, que a eficiência de sistemas de flotação por ar

dissolvido com coagulação/precipitação está sujeita a um grande número de fatores

intervenientes, como: condições hidrodinâmicas, gradientes e tempos de mistura rápida e

floculação, taxa de aplicação superficial, altura da unidade, dosagem de coagulante, pH de

coagulação, pressão na câmara de saturação, eficiência de saturação de ar na câmara de

saturação, quantidade de ar fornecida ao processo, tipo de dispositivo de despressurização,

afinidade entre bolhas geradas e partículas presentes no esgoto, entre outros fatores. Para que

o efluente final apresente a melhor qualidade possível com menor custo, é necessário que

esses fatores estejam ajustados adequadamente (“otimizados”), o que geralmente depende de

uma série de outros fatores sob os quais não se tem controle em uma ETE, como: composição

física (p.ex. temperatura, distribuição de tamanho de partículas etc.) e química (p.ex.,

concentração de fósforo e material orgânico) do esgoto, vazão etc. Em vista de tantos fatores

intervenientes, as condições mais adequadas para o processo podem mudar substancialmente

de uma unidade para outra, principalmente quando há mudança de escala, o que alerta para a

necessidade de refinamento das condições operacionais quando os parâmetros de controle

forem “transferidos” de uma escala para outra.

Em pesquisa posterior do mesmo grupo de pesquisadores (Reali et al., 2001; Penetra et

al., 2003; Penetra, 2003), em unidade piloto com melhores condições hidrodinâmicas, e

parâmetros de mistura rápida e floculação “otimizados”, as eficiências de remoção na unidade

piloto (Penetra et al., 2003) foram similares às obtidas em unidades de bancada (flotateste) em

Penetra (1998) e Reali et al. (2001).

Carvalho (2003) investigou o sistema composto de reator anaeróbio de leito expandido

(RALEx), com vazão de 10 m3/h, seguido de unidade de flotação por ar dissolvido de alta

taxa (FADAT) contendo placas paralelas em seu interior. Esse sistema possibilitou a obtenção

de eficiências de remoção de DQO, fósforo, turbidez e SST com taxas de aplicação superficial

na unidade de flotação consideravelmente mais elevadas (500 a 1000 m3/m2.dia) que as

geralmente empregadas em unidades de FAD convencionais (120 a 180 m3/m2.dia). Além

disso, em comparação com unidades convencionais, a FADAT possibilitou redução

considerável da quantidade de ar fornecida ao sistema de flotação, o que contribui para a

redução do consumo de energia elétrica em unidades de flotação (ver Tabela 3.8).

flotação. SANARE. Curitiba, SANEPAR, 1 (1): 19-20. Jul/Set.

68

3.6.6 Emprego do sistema de lodo ativado com adição de coagulantes para pós-tratamento

de reatores anaeróbios

3.6.6.1 Adição de sais metálicos em sistemas de lodo ativado

A utilização de sais metálicos em sistemas de lodo ativado convencionais é uma

prática empregada em muitas ETEs, em diversos países, para promover a remoção de

constituintes do esgoto por precipitação (p.ex., fósforo) e coagulação (p.ex., material orgânico

ou metais pesados que estão associados a partículas de tamanho coloidal ou maior). Segundo

Metcalf e Eddy (2003), os sais metálicos mais comumente empregados na

coagulação/precipitação de esgoto são: sulfato de alumínio (Al2(SO4)3), cloreto de alumínio

(AlCl3), hidróxido de cálcio (Ca(OH)2), cloreto férrico (FeCl3), sulfato férrico (Fe(SO4)3),

sulfato ferroso (FeSO4) e aluminato de sódio (Na2Al2O4).

Em sistemas convencionais de lodo ativado, a adição desses produtos químicos pode

ser feita em vários locais da ETE, conforme citado anteriormente e ilustrado na Figura 3.12

(página 41). Nas novas concepções de ETEs que têm sido empregadas no Brasil –– sistema

anaeróbio/aeróbio –, em que os decantadores primários são “substituídos” por reatores

anaeróbios, sais metálicos também podem ser adicionados em vários pontos da ETE (ver

Figura 3.13, página 44, configurações c a f).

Em sistemas convencionais, a pré-precipitação é geralmente empregada com o

objetivo de melhorar a eficiência do tratamento (decantador) primário por coagulação ––

remoção de constituintes associados aos sólidos em suspensão e colóides, como DBO, o que

reduz a quantidade de material orgânico a ser tratada aerobiamente –, além de promover a

remoção de fósforo. Essa configuração, entretanto, é a que implica em maior gasto de

produtos químicos (METCALF e EDDY, 2003). Nos sistemas anaeróbio/aeróbio, o reator

anaeróbio já é capaz de remover grande parte do material orgânico e dos sólidos, de modo que

possivelmente a precipitação simultânea ou a pós-precipitação permitem economia de

coagulantes e, possivelmente, maior eficiência de remoção de fósforo.

Entretanto, se for implantado inicialmente apenas o reator anaeróbio (ver Figura 3.13,

página 44, configuração g), a adição de coagulantes ao esgoto bruto, com retenção do material

precipitado no reator anaeróbio, pode ser empregada com baixo investimento inicial

(SANTOS, 2001)

69

3.6.6.2 Emprego da flotação por ar dissolvido na separação de sólidos em sistemas de lodo

ativado

De acordo com Bratby e Marais (1976)10, apud Moretti (2005), pesquisas realizadas

com a flotação por ar dissolvido demonstraram que esse processo tem grande potencial para

utilização em conjunto com sistemas de lodo ativado e pode, em alguns casos, tornar-se mais

viável que a sedimentação. Os autores argumentam que ambos os processos são adequados

para efetuar a separação sólido/líquido nos sistemas de lodo ativado, cada um com diferentes

vantagens e desvantagens.

De acordo com Moretti (2005), a principal vantagem da sedimentação é a simplicidade

do processo, que necessita de poucos equipamentos eletromecânicos. As desvantagens da

sedimentação recaem principalmente sobre os problemas observados em sistemas de lodo

ativado instalados em regiões de clima quente, para os quais não forem previstas etapas de

nitrificação e desnitrificação (ver discussão no item 3.6.2), que são: ocorrência de bulking do

lodo (lodo flutuante) e formação de bolhas de gás no decantador secundário em virtude da

desnitrificação. Na flotação, o bulking do lodo não representa problema, porque a adesão

bolha-partícula também ocorre eficientemente em partículas de lodo filamentoso, enquanto a

formação de bolhas de gás devido à desnitrificação pode até ser benéfica ao processo. Além

disso, o adensamento de lodo por sedimentação só é capaz de atingir teor de sólidos elevado

(acima de 1 a 2%) se forem utilizados auxiliares de floculação, enquanto em unidades de

flotação pode-se obter teor de sólidos de até 7% em unidades projetadas especificamente para

o adensamento de lodo, e entre 3 e 5% em unidades empregadas para substituir o decantador

secundário, sem adição de produtos químicos. Naturalmente, quanto menor o volume de lodo

destinado para tratamento e disposição final, menor o custo com essas etapas (MORETTI,

2005).

Bratby e Marais (1975)11, apud Moretti (2005), argumentam que a qualidade do

efluente da flotação, empregada para clarificação em sistema de lodo ativado, é comparável à

obtida em um decantador bem operado, podendo-se atingir concentrações de SST tão baixas

como 5 mg/L. Entretanto, os autores apontam algumas desvantagens no uso da flotação, a

10 Bratby, J. e Marais, G.v.R. (1976) A guide for the design of dissolved-air (pressure) flotation systems for

activated sludge processes. Water S.A. 2 (2). p. 86-100.

70

saber: necessidade de muitos equipamentos eletromecânicos (p.ex., compressor e bomba

centrífuga, para a câmara de saturação, e raspador de lodo), os quais são sujeitos a problemas

operacionais e a paralisações em caso de falta de energia; e, se houver sistema subseqüente de

filtração, arraste de microbolhas com o efluente.

Com relação aos custos, Bratby e Marais (1976)10, apud Moretti (2005), em pesquisas

realizadas na África do Sul, concluíram que os sistemas de flotação por ar dissolvido,

empregados na separação de sólidos em sistemas de lodo ativado, eram mais econômicos que

os decantadores secundários quando o teor de SST no licor misto era inferior a 1000 mg/L.

Para concentrações de SST na faixa de 2500 a 5000 mg/L, o custo total da flotação era 1,7 a

2,2 vezes maior que o da sedimentação. Naturalmente, como o estudo de Bratby e Marais foi

desenvolvido há 30 anos, na África do Sul, esses valores não podem ser transferidos para as

condições atuais brasileiras. Entretanto, grosso modo, quando a concentração de sólidos

suspensos no licor misto é muito alta, a maior quantidade de ar (por m3 de esgoto) necessária

para a flotação eleva demasiadamente os custos operacionais (energia elétrica).

Bratby e Marais (1977)12, apud Moretti (2005) comentam ainda que existem duas

aplicações possíveis para a flotação por ar dissolvido em sistemas de lodo ativado: em

substituição à decantação secundária e o espessamento de lodo de descarte. De acordo com os

autores, cada aplicação merece diferentes considerações no projeto. No primeiro caso, como o

objetivo principal é a remoção de sólidos em suspensão, e não a obtenção de alto grau de

espessamento, as unidades podem ser dimensionadas com taxas de aplicação superficial

elevadas. No segundo caso, entretanto, o espessamento de lodo para obtenção de

concentrações levadas de sólidos requer unidades consideravelmente maiores que as

destinadas apenas para clarificação. Os autores destacam ainda que quanto maior for a

concentração de sólidos requerida para o lodo flotado, maiores serão os custos de implantação

e operação do sistema (BRATBY e MARAIS, 197712, apud MORETTI, 2005).

3.6.6.3 Pós-tratamento do efluente de reator anaeróbio em sistema de lodo ativado com

flotação por ar dissolvido e adição de coagulantes

No item 3.6.2 foram discutidos diversos aspectos que justificam porque os sistemas de

lodo ativado representam uma boa alternativa para o pós-tratamento de reatores anaeróbios,

11 Bratby, J. e Marais, G.v.R. (1975) Dissolved-air (pressure) flotation – an evaluation of interrelationships

between process variables and their optimization for design. Water S.A. 1 (2).

71

possibilitando a obtenção de efluente com baixo teor de material orgânico, sólidos em

suspensão e NTK; entretanto, observou-se que esta configuração geralmente não é capaz de

remover fósforo eficientemente. De modo semelhante, no item 3.6.5 foram apresentados

alguns resultados de pesquisas que demonstram que o sistema composto de reator anaeróbio

seguido de flotação, com adição de sais metálicos, possibilita elevada eficiência de remoção

de material orgânico, sólidos em suspensão e fósforo; contudo, sem que haja remoção

considerável (e confiável) de NTK.

Conforme citado anteriormente, a flotação por ar dissolvido oferece algumas

vantagens potencias que podem favorecer seu emprego na separação de sólidos em sistemas

de lodo ativado, em substituição ao decantador secundário, principalmente em sistemas que

tenham “propensão” ao desenvolvimento de lodo flutuante ou a haver desnitrificação no

decantador secundário, como é o caso do sistema anaeróbio/aeróbio que não preveja remoção

biológica de nitrogênio, conforme argumentam Van Haandel e Marais (1999).

Assim, o sistema composto de reator anaeróbio, lodo ativado com adição de

coagulantes e flotação por ar dissolvido, teoricamente, pode ser uma solução eficaz em

situações muito restritivas (p.ex, lançamento em corpos d’água muito “exigentes” ou para

certos tipos de reúso, após desinfecção), quando for necessário a obtenção de efluente com

concentrações muito baixas de material orgânico, sólidos em suspensão, NTK e fósforo, entre

outros constituintes.

Nesse sentido, Moretti (2005) investigou o uso de uma unidade piloto de flotação por

ar dissolvido empregada na separação de sólidos de um sistema de lodo ativado que era

empregado no pós-tratamento do efluente de reatores anaeróbios de manta de lodo (UASB),

unidades estas constituintes da ETE Jardim das Flores, localizada em Rio Claro – SP, e que

também foi objeto de estudo da presente pesquisa (na Figura 4.4, página 78, há um

fluxograma simplificado dessa ETE). A unidade piloto possibilitava o encaixe de placas

paralelas em seu interior que permitiam seu uso ora como unidade “convencional” de flotação

(sem placas – FAD) ora como unidade de alta taxa (com placas – FADAT). Por se tratar de

unidade piloto, que tratava apenas uma pequena parte do efluente da ETE, o lodo gerado no

sistema (contendo coagulantes ou floculantes) não era retornado ao reator de lodo ativado

(tanque de aeração), de modo que as condições operacionais estudadas são foram uma

aproximação do que ocorreria em uma ETE em escala plena.

12 Bratby, J. e Marais, G.v.R. (1977) Dissolved-air flotation in activated sludge. Prog. Wat. Tech. (9). p. 311-

322.

72

De acordo com Moretti (2005), logo nos ensaios preliminares, realizados em unidade

de bancada (flotateste), ficou evidente que o uso de polímero catiônico fornecia bons

resultados, tanto isoladamente quanto em associação com cloreto férrico, sendo esta última

condição imprescindível para remoção de fósforo; entretanto, o emprego isolado do cloreto

férrico prejudicou consideravelmente a eficiência da flotação. A razão apontada para isso foi

que a adição de cloreto férrico alterou as características das superfícies das partículas,

deixando-as com menor afinidade pelas bolhas de ar geradas no sistema de flotação.

Durante a pesquisa, a ETE Jardim das Flores apresentou vários problemas

operacionais, sendo que o mais grave e “crônico” foi o acúmulo excessivo de lodo nos

reatores biológicos (anaeróbios e lodo ativado) em decorrência da falta de instalações

adequadas para desaguamento do lodo na ETE, o que interferiu consideravelmente no

funcionamento dessas unidades. Contudo, nas etapas realizadas na unidade piloto de alta taxa,

quando o reator de lodo ativado apresentava boas condições de biofloculação, obtiveram-se

resultados satisfatórios para taxas de aplicação superficial (TAS) de até 350 m3/m2.dia e taxas

de aplicação de sólidos (TS) entre 120 e 250 kg de SST/m2.dia, desde que fornecida

quantidade suficiente de ar ao processo (15,0 a 18,0 g/m3) para SST entre 800 e 1100 mg/L.

Na FAD convencional, os resultados mais satisfatórios foram obtidos com TAS de 200

m3/m2.dia, taxa de aplicação de sólido (TS) menor que 200 kg de SST/m2.dia e quantidade de

ar fornecida de 21,0 g de ar/m3 de afluente (MORETTI, 2005).

A autora concluiu ainda que a razão A/S (quantidade de ar necessária para a flotação,

dividida pela concentração de sólidos no esgoto) é o parâmetro mais adequado para o cálculo

da quantidade de ar necessária à flotação de suspensões concentradas (SST maior que 1100

mg/L), ao passo que a dosagem de ar (g de ar/m3 de esgoto) é mais representativa para a

flotação de suspensões diluídas (SST menor que 1100 mg/L) (MORETTI, 2005).

73

4. MATERIAL E MÉTODOS

4.1 Considerações Iniciais

Conforme descrito no Capítulo 2, um dos objetivos principais da presente pesquisa foi

avaliar o potencial de aplicação da coagulação/precipitação com cloreto férrico em alguns

sistemas de pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios empregados no tratamento de

esgoto sanitário e comparar as vantagens e desvantagens da sedimentação e da flotação por ar

dissolvido quando empregadas na separação final de partículas nesses sistemas. Como

também foi comentado, as alternativas de pós-tratamento investigadas nesta pesquisa foram:

(a) coagulação/precipitação do efluente de reator anaeróbio de leito expandido (RALEx); (b)

coagulação/precipitação do licor misto de sistema de lodo ativado empregado no pós-

tratamento de reator UASB; e (c) coagulação/precipitação do efluente de sistema de lodo

ativado empregado no pós-tratamento de reator UASB. Em cada uma dessas alternativas, foi

investigado o emprego da sedimentação e da flotação por ar dissolvido para a separação final

de sólidos da fase líquida.

Para consecução desses objetivos, foram realizados ensaios de coagulação-floculação-

sedimentação em unidade de batelada em escala de laboratório (jar test) e de coagulação-

floculação-flotação também em unidade de batelada em escala de laboratório (flotateste), com

os três tipos de efluentes citados no parágrafo anterior. Antes da realização dos ensaios de

coagulação-floculação, entretanto, foram realizadas campanhas (perfis) ao longo de 24 horas

nas unidades experimentais (RALEx e ETE Jardim das Flores), que serviram para

caracterização da variabilidade da “qualidade” dos efluentes ao longo do dia e para verificar a

eficiência dos sistemas de tratamento na remoção de diversos constituintes do esgoto.

Na Figura 4.1 é apresentado um fluxograma, no qual são indicados os ensaios

planejados para serem realizados e os respectivos efluentes de estudo. Os ensaios indicados

pelos balões de fundo amarelo foram efetivamente realizados. Aqueles representados pelos

balões de fundo cinza (diagramas de coagulação para sedimentação com o efluente final da

ETE Flores e diagramas de coagulação para flotação do licor misto), entretanto, não foram

74

realizados em virtude dos “maus” resultados obtidos nos respectivos ensaios preliminares,

conforme será descrito no Capítulo 5.

Neste capítulo, são descritas inicialmente (item 4.2) as instalações experimentais

utilizadas na pesquisa, isto é, os sistemas de tratamento de esgoto dos quais foram obtidos os

efluentes pesquisados: reator anaeróbio de leito expandido (RALEx) e unidades da ETE

Jardim das Flores. No item 4.3, são descritos os procedimentos empregados nas campanhas ao

longo de perfis 24 horas realizadas nas unidades experimentais. A seguir, no item 4.4,

complementarmente ao fluxograma da Figura 4.1, é apresentado o planejamento geral dos

ensaios de coagulação-floculação, em que são indicados os parâmetros operacionais (fatores)

que foram investigados em cada etapa de ensaio, para cada efluente, bem como as análises

físico-químicas realizadas (respostas) em cada etapa experimental. No item 4.5, são

apresentados, passo a passo, os procedimentos utilizados nos ensaios de coagulação-

floculação com os equipamentos jar test (sedimentação) e flotateste (flotação).

Figura 4.1 – Fluxograma geral de ensaios.

FLUXOGRAMA

DE ENSAIOS

RALEx Lodo ativado

(pós-tratamento

de UASB)

EFLUENTE LICOR

MISTO

EFLUENTE

FINAL

Coag.-floc-

sedimentação

Coag.-floc.-

flotação

Coag.-floc-

sedimentação

Coag.-floc.-

flotação

Coag.-floc.-

sedimentação

Ensaios

preliminares

Diagrama de

coagulação

Ensaios

preliminares

Diagrama de

coagulação

Ensaios

preliminares

Diagrama de

coagulação

Ensaios

preliminares

Diagrama de

coagulação

Coag.-floc.-

flotação

Ensaios

preliminares

Diagrama de

coagulação

Ensaios comple-

mentares

Ensaios

preliminares

Diagrama de

coagulação

Efluente mais diluído

(manhã)

Efluente menos diluído

(tarde)

Efluente mais diluído

(manhâ)

Efluente menos diluído

(tarde)

75

4.2 Instalações experimentais

Nos subitens a seguir são descritas as instalações experimentais utilizadas na presente

pesquisa, incluindo-se os reatores (RALEx e reator de lodo ativado da ETE Jardim das Flores)

cujos efluentes foram utilizados nos ensaios de coagulação/precipitação-floculação e as

unidades em escala de bancada empregadas nos ensaios em laboratório (jar test e flotateste).

4.2.1 Reator Anaeróbio de Leito Expandido – RALEx

O reator anaeróbio de leito expandido (RALEx) foi construído pelo Engº. José Almir

Rodrigues Pereira (PEREIRA, 2000), durante sua pesquisa de doutorado, em uma área situada

no setor Nordeste do campus (área I) da USP de São Carlos, e encontrava-se em operação

desde 1997. O reator era alimentado com esgoto sanitário proveniente de um dos coletores do

sistema de esgotamento da cidade de São Carlos-SP, que passava por dentro do campus da

USP. Na Figura 4.2 são apresentados um corte esquemático e uma fotografia do reator e na

Figura 4.3, uma vista em perspectiva da ETE experimental onde se encontrava o RALEx.

Poço de Recirculação

Afluente

Efluente final do reator

Ponto para coleta de amostras (P4,00)




Pontos para verificação da altura do leito

Leito de Carvão Ativado Granular



(a) (b) Figura 4.2 – Vista em corte (a) e fotografia (b) do reator anaeróbio de leito expandido –

RALEx (Fonte: MENDONÇA, 1998, e PEREIRA, 2000)

76

3

12

4

6

910

7

8

5

10. Caixa de saída do efluente

9. Tubul. de recirculação do efluente

8. Conj. moto-bomba 2 (recirculação)

7. Poço de acumulação do efluente

6. Tubulação de saída do efluente

5. Medidor de vazão de biogás

4. Reator anaeróbio de leito expandido

3. Tubul. de recalque de esgoto bruto

2. Conjunto moto-bomba 1 (recalque)

1. Poço de acumulação de esgoto (enterrado)

Legenda

Figura 4.3 - Vista em perspectiva da ETE experimental

(Fonte: SANTOS, 2001)

O RALEx tinha altura total de 14,9 m, volume útil de 32 m3 (MENDONÇA, 1998) e

foi operado durante esta pesquisa com vazão afluente constante e igual a 6,6 m3/h, razão de

recirculação de 150%, tempo de detenção hidráulica de 4,8 horas e velocidade ascensional de

9,4 m/h. O reator era alimentado com esgoto sanitário (previamente gradeado e desarenado)

bombeado a partir de um poço enterrado. O esgoto atravessava o reator no sentido ascensional

(ver Figura 4.2a) e depois de passar pelas zonas de reação (onde se encontrava o leito de

carvão ativado) e decantação (região superior do reator: diâmetro maior), o efluente final era

descarregado em um poço de acumulação. Desse poço, uma parte do efluente era recirculada

para o RALEx e outra parte era liberada como efluente final (ver Figuras 4.2a e 4.3).

77

4.2.2 Reator de lodo ativado (ETE Jardim das Flores)

Além do efluente do reator anaeróbio de leito expandido, foram também feitos ensaios

de coagulação/precipitação-floculação com o licor misto e o efluente final de um sistema de

lodo ativado empregado no pós-tratamento de reatores anaeróbios. Esses efluentes foram

obtidos na Estação de Tratamento de Esgoto (ETE) Jardim das Flores, situada na cidade de

Rio Claro-SP. A ETE Jardim das Flores foi projetada para atender uma população equivalente

a 36.210 habitantes em sua fase inicial de operação (até 2007) e 72.420 habitantes na etapa

final (saturação), quando devem ser construídas novas unidades de tratamento (CAMPOS,

2005).

A ETE Jardim das flores era composta das seguintes unidades: (a) medidor de vazão;

(b) tratamento preliminar, constituído de gradeamento grosseiro, gradeamento fino,

peneiramento e caixa retentora de areia e gorduras; (c) reatores anaeróbios de manta de lodo –

UASB; e (d) sistema de lodo ativado (CAMPOS, 2005).

Os reatores UASB eram constituídos de quatro módulos, cada um com volume de

617,4 m3, operando em paralelo, com tempo de detenção hidráulica médio de 7,5 h,

velocidade ascensional máxima de 1,2 m/h e taxa de carregamento orgânico de 1955 kg

DBO/dia. O sistema de pós-tratamento do efluente dos reatores UASB era constituído de

sistema de lodo ativado, contendo: (a) um tanque de aeração, com tempo de detenção

hidráulica médio de 7,5 horas no dia de vazão máxima, contendo 3 aeradores superficiais,

cada qual com potência de 25 HP; e (b) dois decantadores laminares (alta taxa) operando em

paralelo. A maior parte do lodo retido nos decantadores secundários de alta taxa era retornada

ao tanque de aeração (2220 m3/dia), sendo que o excesso de lodo produzido no sistema

aeróbio (52 m3/dia, para SST no lodo igual a 5,9 g/L) era conduzido para digestão nos

próprios reatores anaeróbios (CAMPOS, 2005). Na Figura 4.4, é apresentado o fluxograma

simplificado da ETE Jardim das Flores. Na Figura 4.5 são apresentadas quatro fotografias das

principais unidades que compõem essa ETE.

Na Figura 4.5a, tem-se uma vista da parte superior do reator aerado (tanque de aeração

de sistema de lodo ativado), onde são vistos os 3 aeradores superficiais e, ao fundo, os

reatores anaeróbios de fluxo ascendente e manta de lodo (UASB), construídos na forma de

quatro módulos retangulares em uma mesma estrutura de concreto. Nessa fotografia, o tanque

de aeração é visto de cima dos decantadores secundários. Na Figura 4.5b, por sua vez, tem-se

a vista do tanque de aeração (reator aerado) e do decantador secundário (último módulo, após

os 3 aeradores) de cima dos reatores UASB.

78

DESAGUAMENTO

LODO DESAGUADO PARA DESTINO FINAL

LÍQUIDO DRENADO

REATORES ANAERÓBIOS

(UASB)

LODO DIGERIDO


AFLUENTE EFLUENTE


Figura 4.4 – Fluxograma simplificado da ETE Jardim das Flores

(a) (b)

(c) (d) Figura 4.5 - Fotografias das unidades componentes da ETE Jardim das Flores

Na Figura 4.5c, é apresentada uma vista lateral dos reatores anaeróbios, os quais foram

construídos semi-enterrados, em estrutura de concentro armado. Na Figura 4.5d, é mostrada

uma das comportas de distribuição do licor misto nos decantadores secundários de alta taxa,

local em que foram coletadas as amostras do licor misto nesta pesquisa, conforme será

descrito mais adiante.

79

4.2.3 Reatores em escala de bancada

Além das unidades de tratamento de esgoto em que foram coletados os efluentes

usados na pesquisa, as instalações experimentais consistiram ainda de: unidade para ensaios

de coagulação-floculação-sedimentação (jar-test) e unidade para ensaios de coagulação-

floculação-flotação (flotateste), ambas em escala de bancada e com operação em batelada.

O equipamento jar-test utilizado na presente pesquisa possuía paletas giratórias com

ajuste de rotação com mostrador digital, capazes de imprimir gradientes de velocidade entre

10 e 2000 s-1, possibilitando que a unidade fosse empregada nas etapas de mistura rápida,

mistura lenta (floculação) e sedimentação. Na Figura 4.6 é mostrada uma vista em perspectiva

e os detalhes do equipamento utilizado (O jar test dispunha ainda de dispositivos para coleta

simultânea de amostras nos seis recipientes, que não foi representado na Figura 4.6).

RPM

2. "Jarros" de acrílico

Legenda 1. Paletas giratórias

5. Controle de rotação das paletas

4. Mostrador digital de RPM 3. Pontos de coleta de amostra

1

3

4

52

2

2

2

2

2

Figura 4.6 – Vista em perspectiva e detalhes do equipamento usado nos ensaios de floculação

(jar test) (dimensões em metro)

80

Nos ensaios de flotação por ar dissolvido com os efluentes de estudo foi utilizada a

unidade de bancada denominada “flotateste”, desenvolvida pelo Prof. Marco Antonio Penalva

Reali (REALI, 1991), e que já foi utilizada em várias pesquisas desenvolvidas no Programa

de Pós-Graduação em Hidráulica e Saneamento da EESC-USP (PPGSHS-EESC-USP).

A unidade utilizada era composta de quatro colunas cilíndricas independentes entre si

e ligadas a uma câmara de saturação. Cada coluna apresentava volume útil de

aproximadamente 2,0 litros e era equipada com agitador próprio, com paletas giratórias com

controle de rotação e marcador digital, capazes de imprimir gradientes de velocidade de até

cerca de 120 s-1. No flotateste, portanto, em virtude de sua configuração, era possível realizar

as etapas de mistura lenta (floculação) e de flotação propriamente dita, mas não a mistura

rápida do coagulante com o esgoto. Por isso, esta etapa era efetuada em reator separado (jar-

test) e posteriormente colocada a amostra no flotateste. Um esquema ilustrativo e as

dimensões dos cilindros de flotação e das paletas do equipamento usado nesta pesquisa são

mostrados na Figura 4.7.

Para realizar a flotação, cada coluna era interligada a uma câmara de saturação

construída em acrílico (cilindro com 110 mm de diâmetro interno e 1000 mm de altura), com

volume total de 9,5 litros (MORETTI, 2005). Para operação e controle, a câmara de saturação

possuía manômetro, válvula de segurança, entrada de ar comprimido e entrada de água

proveniente da rede de abastecimento. O ar comprimido era fornecido por compressor de ar

marca Shultz, modelo MSI-2.6 VL40, C56 JZ, 1/2 cv, 850 rpm. A entrada de água saturada

nas colunas de flotação era controlada por registros de agulha (PENETRA, 2003). O flotateste

utilizado dispunha de tomadas de amostra nos quatro cilindros usados como flotadores, em

altura conveniente para realização dos ensaios.

81

DETALHES DOS REATORES

2

4. Cilindros de acrílico

8. Registro para controle de injeção de

7. Válvula reguladora de pressão

trole de pressão na câm. de saturação

5. Registros de controle para água

6. Manômetro, válvula e registro de con-

saturada

3. Pontos de coleta de amostra

1. Controle de rotação dos motores

LEGENDA

2. Paletas giratórias

10. Câmara de saturação

ar na câmara de saturação

câmara de saturação

9. Registro para controle da água na

4

3

8

7

9

3

1

5

10

2

4

6

Figura 4.7 - Perspectiva de equipamento flotateste (dimensões em metro) (Fonte: REALI, 1991)

82

4.3 Caracterização físico-química do esgoto nas unidades experimentais ao longo de 24

horas

Anteriormente à realização dos ensaios de coagulação-floculação com os efluentes de

estudo, foram realizadas campanhas (perfis) ao longo de 24 horas para caracterização dos

afluentes e efluentes do reator anaeróbio de leito expandido (RALEx) e das unidades de

tratamento da ETE Jardim das Flores, com coleta de amostras a cada 2 horas. Essas

campanhas tinham o objetivo de verificar a variabilidade na “qualidade” desses (a)efluentes

ao longo das 24 horas do dia, bem como averiguar o funcionamento dessas unidades, em

termos de eficiência de remoção dos parâmetros analisados.

A campanha para caracterização do reator anaeróbio de leito expandido foi realizada

entre 6 horas da manhã do dia 23 de outubro de 2002 e 6 horas da manhã do dia 24 de outubro

de 2002. Nessa campanha, foram realizadas análises físico-químicas de amostras do afluente e

do efluente do RALEx, em que foram analisados: temperatura, pH alcalinidade total,

alcalinidade parcial, ácidos voláteis, alcalinidade a bicarbonato, turbidez, DQO da amostra

bruta, DQO da amostra filtrada, fósforo total e série de sólidos (ST, STF, STV, SST, SSF,

SSV, SDT, SDF, SDV).

A coleta das amostras na campanha de caracterização do afluente e do efluente do

RALEx foi feita com o uso de dois coletores automáticos (marca ISCO), cada um com

capacidade para coletar até 24 amostras de um litro cada. Os coletores eram equipados com

dispositivo programável ligado a sistema de bombeamento, que fazia a coleta das amostras

nos intervalos programados (nesse caso, a cada 2 horas), e dispunham ainda de

compartimento interno refrigerado, onde as amostras ficavam armazenadas. Nessa campanha,

um dos coletores foi instalado para fazer coleta no poço de acumulação de esgoto bruto

(Ponto 1 na Figura 4.3, página 76) e o outro no poço de acumulação do efluente (Ponto 7 na

Figura 4.3, página 76). As amostras eram recolhidas geralmente a cada 4 horas (exceto no

período noturno, quando o intervalo foi maior) e levadas imediatamente para que fossem

feitas as análises físico-químicas no Laboratório de Tratamento Avançado e Reúso de Águas

(LATAR).

O perfil 24 horas na ETE Jardim das Flores foi iniciado às 9 horas da manhã do dia 29

de abril de 2003 e concluído às 7 horas da manhã do dia 30 de abril de 2003. Nessa

campanha, foram coletadas amostras do afluente da ETE, do efluente do reator UASB, do

83

licor misto (tanque de aeração) e do efluente do decantador secundário (efluente final da ETE)

a cada duas horas. Nas amostras coletadas, foram feitas as análises descritas na Tabela 4.1.

Tabela 4.1 – Análises realizadas, por tipo de efluente, no perfil 24 horas da ETE Jardim das Flores

SST

pH

DQ

Ot

DQ

Of

Turb

idez

P-to

tal

P-fil

trado

SSF SSV SS

Esgoto bruto Sim Sim Sim Sim Sim Sim Sim Sim Não Efluente UASB Sim Sim Sim Sim Sim Sim Sim Sim Não Licor misto Não Não Sim Não Não Sim Sim Sim Sim Efluente ETE Sim Sim Não Sim Sim Não Sim Sim Não Legenda: DQOt – DQO da amostra bruta (não-filtrada); DQOf – DQO da amostra filtrada (aberturamédia de poro: 1,0 µm), P-total – fósforo da amostras bruta; P-filtrado – fósforo da amostra filtrada; SST, SSF e SSV – Sólidos suspensos totais, fixos e voláteis, respectivamente; SS – Sólidos Sedimentáveis.

Na campanha realizada na ETE Jardim das Flores, que se localiza em Rio Claro - SP

(a cerca de 80 km da USP de São Carlos – SP), a coleta das amostras foi feita manualmente,

pelos operadores da própria ETE. Após a coleta, as amostras foram mantidas em geladeira até

que fossem recolhidas e levadas ao LATAR, em São Carlos, quando eram feitas as análises

físico-químicas.

Todos os procedimentos analíticos utilizados na análise das amostras coletadas nos

perfis 24 horas obedeceram aos métodos descritos no Standard Methods for the Examination

of Water and Wastewater (APHA/AWWA/WEF, 1998), exceto para determinação de ácidos

voláteis, para a qual foi usado o método titulométrico proposto por Dillalo e Albertson (1961).

4.4 Ensaios de coagulação/precipitação

A seguir, são discriminados em detalhes os parâmetros operacionais investigados e as

respostas obtidas nos ensaios de coagulação-floculação-sedimentação e coagulação-

floculação-flotação realizados com os três efluentes de estudo (efluente do RALEx; licor

misto do reator de lodo ativado da ETE Jardim das Flores e efluente final da ETE Jardim das

Flores), conforme ilustrado na Figura 4.1 (página 74).

84

4.4.1 Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx

Os ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx foram

realizados com o equipamento apresentado na Figura 4.6 (jar test) e foram divididos em três

etapas: (a) Ensaios preliminares; (b) Diagramas de coagulação; e (c) Ensaios complementares,

as quais são descritas a seguir. Na Tabela 4.2, é apresentada a seqüência em que foram

realizados esses ensaios, bem como os parâmetros mantidos fixos e os que foram variados em

cada etapa e as análises realizadas.

Tabela 4.2 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com efluente do RALEx

Etapa Parâmetros variados

Parâmetros mantidos fixos

Análises realizadas (“respostas”)

Investigação dos parâmetros

de mistura rápida

Gm e Tm DC, pH, Gf, Tf, Vs e Horário da

coleta

Turbidez, DQO, fósforo e condutividade Ensaios

preliminares Investigação dos parâmetros de floculação

Gf e Tf DC, pH, Gf, Tf, Vs e Horário da

coleta

Turbidez, DQO, fósforo e condutividade

Diagramas de coagulação pH, DC e

Horário da coleta1

Gm, Tm, Gf, Tf e Vs

Turbidez, cor aparente2, DQO3, fósforo,

condutividade e sentido da mobilidade eletroforética3

Ajuste dos parâmetros de mistura rápida

Gm e Tm DC, pH, Gm, Tm e Vs4

Turbidez4, DQO, fósforo e condutividade

Ajuste dos parâmetros de

floculação Gf, Tf DC, pH, Gf, Tf

e Vs4 Turbidez4, DQO, fósforo

e condutividade Ensaios

complementares

Investigação da velocidade de sedimentação

Vs DC5, pH5, Gm, Tm, Gf e Tf


Legenda: DC: dosagem de coagulante; Gm: gradiente médio de velocidade na mistura rápida; Tm: tempo de mistura rápida; Gf: gradiente médio de velocidade na floculação; Tf: tempo de floculação; Vs: velocidade de sedimentação. 1 A coleta de amostra foi realizada em horários diferentes para obtenção de efluentes com qualidade diferente. 2 Apenas nos ensaios da 1ª série. 3 Apenas nos ensaios da 2ª série. 4 Foram feitas análises de turbidez para três velocidades de sedimentação. 5 Foram testadas três combinações de DC - pH que forneceram bons resultados.

85

4.4.1.1 Ensaios preliminares

Os ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do

reator anaeróbio de leito expandido foram realizados para se obter a primeira estimativa dos

valores do gradiente de velocidade na mistura rápida (Gm), tempo de mistura rápida (Tm),

gradiente de velocidade na floculação (Gf) e tempo de floculação (Tf). Os valores da dosagem

de coagulante (DC), concentração da solução de coagulante (CSC), pH inicial e tempo de

sedimentação (TS) foram arbitrados, com base em testes iniciais e em valores citados na

literatura (GUIMARÃES, 1987; MENDES, 1989; SANTOS, 2001).

Para obtenção dos parâmetros de mistura rápida (Gm e Tm), foram também arbitrados

Gf e Tf. Os testes foram realizados, em cada bateria de ensaio, variando-se Tm para cada

valor a ser estudado de Gm.

A seguir, de posse dos valores de Gm e Tm que conduziram à menor turbidez residual,

determinaram-se os parâmetros mais adequados para a floculação (Gf e Tf). Nesta etapa, em

cada ensaio, foi variado Tf para cada valor estudado de Gf.

Como os ensaios preliminares foram realizados em seqüência, a partir de uma mesma

amostra coletada, a turbidez foi utilizada como parâmetro de controle (i.e., a amostra com

menor turbidez determinava a escolha dos parâmetros operacionais mais adequados, a serem

utilizados em ensaios subseqüentes), principalmente em virtude da rapidez na obtenção da

resposta. Conforme se discute no capítulo 5 (Resultados), este procedimento se mostrou

bastante adequado, em virtude da correlação existente entre a remoção de turbidez e de outros

parâmetros como DQO e fósforo.

4.4.1.2 Diagramas de coagulação – sedimentação

Determinados os valores adequados dos parâmetros físicos para mistura rápida e

floculação, foram realizados ensaios para elaboração dos diagramas de coagulação do efluente

do RALEx. Esses diagramas foram traçados a partir dos pares de valores pC-pH, sendo o pH

no eixo das abscissas e o logaritmo da dosagem de coagulante (pC) no eixo das ordenadas, na

forma de curvas de mesmo percentual remanescente dos parâmetros investigados (p.ex.,

turbidez). O procedimento para elaboração dos diagramas de coagulação foi adaptado dos

trabalhos de Amirtharajah e Mills (1982), Johnson e Amirtharajah (1983), Guimarães (1987)

e Mendes (1989). Esses autores elaboraram diagramas de coagulação para águas de

86

abastecimento sintéticas e naturais com turbidez e cor variáveis. No presente trabalho,

entretanto, além da cor aparente e da turbidez, foram também feitas análises de DQO e

fósforo total em cada amostra obtida nos ensaios, de modo que também puderam ser

construídos diagramas de coagulação relativos a esses parâmetros. Em todos os diagramas de

coagulação elaborados na presente pesquisa, a interpolação linear dos pontos para

determinação do traçado das curvas dos diagramas (i.e., as curvas de mesmo percentual

remanescente de turbidez, cor aparente, DQO ou fósforo) foi feita com o uso do programa

computacional Surfer –– versão 8.0.

Nos ensaios destinados à elaboração dos diagramas de coagulação, foram fixados os

valores de Gm, Tm, Gf e Tf –– obtidos nos ensaios preliminares –, e da velocidade de

sedimentação (Vs). No início dos ensaios, para cada dosagem fixa de coagulante,

adicionavam-se ácido clorídrico (HCl 3,7% (m/v)) ou hidróxido de sódio (NaOH 5% (m/v))

ao efluente do RALEx, de modo a se obter as variações desejadas no pH (ver item 4.5.2).

Assim, varriam-se as faixas de pH e as dosagens de coagulante julgadas de interesse. Para

realização de uma série de ensaios, coletava-se um volume de cerca de 200 a 240 litros do

efluente do RALEx (conforme procedimento descrito no item 4.5.1), o qual era suficiente

para aproximadamente 100 bateladas em jar test, que resultavam no mesmo número de

“pontos” no diagrama de coagulação.

Os ensaios destinados à elaboração dos diagramas de coagulação do efluente do

RALEx foram realizados tanto com amostras coletadas às 8 horas da manhã (amostra mais

diluída) quanto com amostras coletadas no período da tarde (amostra menos diluída).

Contudo, com o objetivo de verificar a reprodutibilidade desses ensaios,

particularmente no que concerne à eficácia da estratégia utilizada na coleta das amostras (a

qual está descrita no item 4.5.1), foram realizadas duas séries de ensaios para obtenção de

diagramas de coagulação com amostras do efluente do RALEx coletadas pela manhã, as quais

serão denominadas doravante “1ª série de ensaios” e “2ª série de ensaios”.

Na 1ª série de ensaios foram obtidos diagramas de coagulação do efluente do RALEx

para turbidez, cor aparente e fósforo. Na 2ª série de ensaios, foram obtidos diagramas de

coagulação para turbidez, DQO e fósforo. Em ambas as séries foram também traçados

diagramas relativos à condutividade das amostras coaguladas. Complementarmente, na 2ª

série de ensaios, foi verificada o sentido da velocidade de eletroforese nas amostras

coaguladas, utilizando-se um equipamento de medição de potencial zeta (Zetameter), o que

possibilitou localização dos pontos isoelétricos no diagrama de coagulação dessa amostra.

87

4.4.1.3 Ensaios complementares

Na elaboração dos diagramas de coagulação foram utilizados valores de gradiente e

tempo de mistura rápida (Gm e Tm) e gradiente e tempo de floculação (Gf e Tf) determinados

na fase preliminar de ensaios. Entretanto, quando da obtenção desses valores, as dosagens de

coagulante e pH associado que conduziam aos menores valores dos parâmetros analisados

ainda não eram conhecidas. Portanto, nesta fase, foram novamente ajustados os valores dos

parâmetros físicos de mistura rápida (Gm, Tm) e floculação (Gf e Tf) e, complementarmente,

foram investigados valores adequados da velocidade de sedimentação (Vs).

Para ajuste dos parâmetros de mistura rápida, foram usados os pares de valores de

dosagem de coagulante e pH, obtidos do diagrama de coagulação de cada amostra, que

produzirem maior remoção de turbidez, cor aparente, DQO e fósforo para regiões do

diagrama em que se verificaram bons resultados. O gradiente de velocidade na floculação e o

tempo de floculação utilizados nesta etapa foram os mesmos utilizados nos ensaios relativos

aos diagramas de coagulação. Os testes foram realizados, em cada ensaio, variando-se Tm,

para cada valor a ser estudado de Gm.

Para ajuste dos valores de Gf e Tf, os pares de valores dosagem de coagulante-pH,

além de concentração de coagulante e tempo de sedimentação, foram os mesmos usados na

correção dos parâmetros de mistura rápida; utilizando-se ainda os valores já corrigidos de Gm

e Tm. Em cada ensaio, variou-se Tf para cada valor a ser estudado de Gf. Nesta etapa, como

nos ensaios preliminares, a turbidez foi o parâmetro de controle.

A seguir, utilizando-se os valores mais adequados dos parâmetros de mistura rápida e

floculação obtidos nas etapas anteriores, assim como os valores mais adequados de dosagem

de cloreto férrico e pH observados nos diagramas de coagulação, foram realizados novos

ensaios, variando-se desta vez os tempos para coleta de amostras (tempo de sedimentação -

Ts) e, conseqüentemente, as velocidades de sedimentação (Vs). Dos resultados desses ensaios,

foram construídas curvas de sedimentação do percentual residual de turbidez, DQO e fósforo

em função do tempo de sedimentação.

4.4.2 Ensaios de coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx

Os ensaios de flotação por ar dissolvido com o efluente do RALEx foram realizados

na unidade de flotateste representada na Figura 4.7 (página 81). Os procedimentos

88

empregados nesses ensaios são descritos passo a passo no item 4.5.3. Na Tabela 4.3, é

apresentada a seqüência dos ensaios realizados, bem como os parâmetros mantidos fixos e os

que foram variados em cada etapa e as análises realizadas em cada ensaio.

Tabela 4.3 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-flotação com efluente do RALEx




Investigação dos parâmetros de floculação

Gf, Tf DC, pH, Gm, Tm,

R, Psat, Vf e Horário da coleta

Turbidez, DQO, fósforo e

condutividade Ensaios preliminares Investigação da

quantidade de ar fornecida

R DC, pH, Gm, Tm, Gf, Tf, Psat, Vf e Horário da coleta


condutividade

Diagramas de coagulação pH, DC, Vf e Horário da coleta1

Gm, Tm, Gf, Tf, Psat e R


condutividade Legenda: DC: dosagem de coagulante; Gm: gradiente médio de velocidade na mistura rápida; Tm: tempo de mistura rápida; Gf: gradiente médio de velocidade na floculação; Tf: tempo de floculação; Vf: velocidade de flotação; R: razão de recirculação; Psat: pressão de saturação. 1 A coleta de amostra foi realizada em horários diferentes para obtenção de efluentes com qualidades diferentes.


Conforme se observa na Tabela 4.3, nos ensaios preliminares de coagulação-

floculação-flotação com o efluente do RALEx foram investigados valores adequados de

gradiente médio de velocidade (Gf) e tempo de floculação (Tf) e da razão de recirculação (R).

Nesses ensaios, em virtude de a etapa de mistura rápida ser realizada em reator separado (jar

test) (ver item 4.5.3), optou-se por adotar os valores de Gm e Tm que forneceram bons

resultados nos ensaios coagulação-floculação-flotação realizados com o mesmo efluente.

Depois de conhecidos os parâmetros de floculação mais adequados, foi pesquisada a

quantidade de ar a ser fornecida ao sistema, a qual foi determinada pela taxa de recirculação

(R) do efluente saturado, medida com base no acréscimo de volume da massa líquida no

flotador. Note-se que, em se tratando de ensaios em batelada, seria muito difícil recircular o

próprio efluente produzido no flotador. Por isso, em vez do efluente, utilizou-se água da rede

de abastecimento na câmara de saturação. Nos resultados, entretanto, os valores obtidos dos

parâmetros foram corrigidos, ponderando-se a diluição das amostras.

Os valores dos parâmetros adotados inicialmente nos ensaios preliminares foram

baseados nos dados obtidos por Penetra (1998), que efetuou estudos em flotateste no efluente

de um reator anaeróbio de manta de lodo (UASB).

89

4.4.2.2 Diagramas de coagulação – flotação

Encontrados os valores adequados de Gf, Tf e R, na etapa preliminar, foram

construídos os diagramas de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx. De modo

similar à etapa de sedimentação, os diagramas foram construídos na forma de curvas de

mesmo percentual remanescente dos parâmetros: turbidez, DQO e fósforo total, em função do

pH e da concentração de coagulante. Complementarmente, foram construídos diagramas

relativos à condutividade.

De modo semelhante aos diagramas de coagulação obtidos nos ensaios de

sedimentação, para cada dosagem de coagulante investigada foram variados os valores de pH

das amostras. A seguir, depois de varrida a faixa de pH de interesse, as dosagens de cloreto

férrico eram variadas, buscando-se assim as regiões de coagulação que forneciam menores

valores residuais de turbidez, DQO e fósforo.

Esses ensaios foram realizados tanto com amostras coletadas no período matutino

(amostra mais “diluída”) quanto com amostras coletadas no período vespertino (amostra

menos “diluída”). É importante ainda ressaltar que os diagramas de flotação foram obtidos

para duas velocidades de flotação (10 cm/min e 20cm/min).

4.4.3 Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto do tanque de

aeração da ETE Jardim das Flores

Os ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto do tanque de

aeração da ETE Jardim das Flores foram realizados conforme as etapas enumeradas na Tabela

4.4.

Em virtude do excesso de sólidos no tanque de aeração da ETE Jardim das Flores, cuja

concentração se manteve geralmente superior a 5.000 mg/l durante o período em que foram

coletadas amostras, esses ensaios foram realizados utilizando-se o licor misto diluído com o

efluente final da ETE, segundo o procedimento descrito no item 4.5.1.

90

Tabela 4.4 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores




Investigação da dosagem de coagulante

DC e pH1 Gm, Tm, Gf, Tf, Vs



de mistura rápida

Gm e Tm DC, pH, Gf, Tf, Vs


Ensaios

preliminares


Gf e Tf DC, pH, Gf, Tf, Vs


Diagramas de coagulação pH e DC Gm, Tm, Gf, Tf e Vs


Legenda: DC: dosagem de coagulante; Gm: gradiente médio de velocidade na mistura rápida; Tm: tempo de mistura rápida; Gf: gradiente médio de velocidade na floculação; Tf: tempo de floculação; Vs: velocidade de sedimentação. 1 O pH variou apenas em função da adição de cloreto férrico: não houve adição de HCl ou NaOH.


Nos ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto

foram investigados inicialmente valores adequados para a dosagem de coagulante e, a seguir,

para os parâmetros de mistura rápida (Gm e Tm) e floculação (Gf e Tf), seguindo

procedimento semelhante ao descrito para os ensaios com o efluente do RALEx (ver item

4.4.1.1).

4.4.3.2 Diagramas de coagulação – sedimentação

Os diagramas de coagulação relativos aos ensaios de coagulação-floculação-

sedimentação do licor misto da ETE Jardim das Flores também foram elaborados de modo

similar ao descrito para os ensaios com o efluente do RALEx (item 4.4.1.2). Entretanto, em

virtude das elevadas eficiências de remoção em relação ao licor misto em praticamente todos

os pontos obtidos, entretanto, os diagramas também foram elaborados em termos de eficiência

com relação ao efluente obtido por simples sedimentação, sem adição de qualquer produto

químico, o qual equivale ao efluente final da ETE. Esse detalhe será comentado na

apresentação dos resultados.

91

4.4.4 Ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto do tanque de aeração

da ETE Jardim das Flores

Conforme se observa na Tabela 4.5, os ensaios de coagulação-floculação-flotação com

o licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores consistiram apenas de alguns

ensaios preliminares, descritos abaixo.

Tabela 4.5 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores





DC e pH1 Gm, Tm, Gf, Tf, R, Psat e Vf

Turbidez, DQO, fósforo e condutividade Ensaios

preliminares Investigação da quantidade de ar fornecida

R DC, pH, Gm,

Tm, Gf, Tf, Psat e Vf


Legenda: DC: dosagem de coagulante; Gm: gradiente médio de velocidade na mistura rápida; Tm: tempo de mistura rápida; Gf: gradiente médio de velocidade na floculação; Tf: tempo de floculação; Vf: velocidade de flotação; Psat: pressão de saturação; R: razão de recirculação. 1 O pH variou apenas em função da adição de cloreto férrico: não houve adição de HCl ou NaOH.


Nos ensaios preliminares de flotação com o licor misto foram investigadas apenas

algumas dosagens de cloreto férrico (DC) e alguns valores de razão de recirculação, sendo

que os parâmetros mantidos fixos foram adotados com base em valores utilizados por Moretti

(2000). Os resultados obtidos nesses ensaios, entretanto, demonstraram que o emprego de

cloreto férrico “isoladamente” não possibilitava condições adequadas para flotação do licor

misto (ver discussão no item “Resultados e discussão”). Moretti (2005), contudo, obteve bons

resultados com o uso conjunto de cloreto férrico e polieletrólitos.

Em virtude dos “maus” resultados observados nos ensaios preliminares, não foram

realizados ensaios para obtenção de diagramas de coagulação para a flotação do licor misto.

92

4.4.5 Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente da ETE Jardim das

Flores

Os ensaios em jar test (coagulação-floculação-sedimentação) com o efluente da ETE

Jardim das Flores foram realizados conforme as etapas discriminadas na Tabela 4.6.

Tabela 4.6 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente da ETE Jardim das Flores





DC e pH1

Gm, Tm, Gf, Tf, Vs e

Horário da coleta



de mistura rápida

Gm e Tm DC, pH, Gf, Tf, Vs e Horário da

coleta


Ensaios

preliminares


Gf e Tf

DC, pH, Gm, Tm, Vs e

Horário da coleta


Legenda: DC: dosagem de coagulante; Gm: gradiente médio de velocidade na mistura rápida; Tm: tempo de mistura rápida; Gf: gradiente médio de velocidade na floculação; Tf: tempo de floculação; Vs: velocidade de sedimentação. 1 O pH variou apenas em função da adição de cloreto férrico: não houve adição de HCl ou NaOH.


Conforme se observa na Tabela 4.6, nos ensaios preliminares de coagulação-

floculação-sedimentação com o efluente da ETE Jardim das Flores foram investigadas

algumas dosagens de cloreto férrico (DC) e alguns valores dos parâmetros de mistura rápida e

floculação. Contudo, de modo semelhante ao observado nos ensaios de coagulação-

floculação-flotação do licor misto da ETE Jardim das Flores, não foram obtidos bons

resultados nesses ensaios (ver discussão no item “Resultados e discussão”). Logo, os ensaios

para construção dos diagramas de coagulação desse efluente não foram realizados.

93

4.4.6 Ensaios de coagulação-floculação-flotação com o efluente da ETE Jardim das

Flores

Os procedimentos empregados nos ensaios de flotação com o efluente da ETE Jardim

das flores foram realizados conforme as etapas descritas na Tabela 4.7.

Tabela 4.7 – Etapas de ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores





DC e pH1 e Vf Gm, Tm, Gf, Tf, Psat e R

Turbidez, cor aparente, DQO, fósforo e condutividade


Gf, Tf e Vf DC, pH, Gm, Tm, Psat e R


Ensaios

preliminares

Investigação da quantidade de ar fornecida

R e Vf DC, pH, Gm, Tm, Gf, Psat e

Tf


Diagramas de coagulação pH, DC e Vf Gm, Tm, Gf, Tf, Psat e R


Legenda: DC: dosagem de coagulante; Gm: gradiente médio de velocidade na mistura rápida; Tm: tempo de mistura rápida; Gf: gradiente médio de velocidade na floculação; Tf: tempo de floculação; Vf: velocidade de flotação; Psat: pressão de saturação; R: razão de recirculação. 1 O pH variou apenas em função da adição de cloreto férrico: não houve adição de HCl ou NaOH.


De acordo com as etapas enumeradas na Tabela 4.7, nos ensaios preliminares de

coagulação-floculação-flotação com o efluente da ETE Jardim das Flores foram investigados

inicialmente valores adequados para a dosagem de coagulante e, a seguir, para os parâmetros

de floculação (Gf e Tf) e para a razão de recirculação (R). Além disso, em todas essas sub-

etapas, as amostras foram coletadas para duas velocidades de flotação.

4.4.6.2 Diagramas de coagulação – flotação

Depois de concluídos os ensaios preliminares, foram realizados ensaios para

elaboração dos diagramas de coagulação do efluente da ETE Jardim das Flores. Os

procedimentos adotados nesses ensaios foram similares àqueles empregados nos ensaios para

94

construção dos diagramas de flotação com o efluente do RALEx, descritos no item 4.4.2.2.

Contudo, em virtude da pequena variabilidade na qualidade do efluente da ETE Jardim das

Flores ao longo do dia, foram elaborados diagramas de coagulação desses efluente apenas

para amostra coletada no período da manhã.

4.5 Procedimentos para realização dos ensaios de coagulação-floculação

Neste item são descritos inicialmente os procedimentos adotados na coleta, transporte

e conservação das amostras para os ensaios de coagulação-floculação (item 4.5.1). A seguir

são descritos os procedimentos empregados na realização dos ensaios de coagulação-

floculação-sedimentação e coagulação-floculação-flotação com as unidades de bancada jar

test e flotateste, respectivamente (itens 4.5.2 e 4.5.3). Por fim, no item 4.5.4, são enumerados

os produtos químicos utilizados nos ensaios.

Nesses ensaios, todos os procedimentos analíticos utilizados na análise das amostras

coletadas obedeceram aos métodos descritos no Standard Methods for the Examination of

Water and Wastewater (APHA/AWWA/WEF, 1998).

4.5.1 Coleta, transporte e conservação das amostras em ensaios de coagulação-floculação

As características físico-químicas do esgoto bruto e do esgoto tratado podiam variar ao

longo das 24 horas do dia, de um dia da semana para outro e de uma época do ano para outra.

Essas variações, conforme se observa nos resultados dos perfis 24 horas realizados nas

unidades experimentais, são muito mais intensas no esgoto bruto do que nos efluentes dos

reatores biológicos. Contudo, para minimizar ainda mais o efeito dessas variações e obter

certa reprodutibilidade nas características dos efluentes estudados, foi adotado um

procedimento padrão para coleta e armazenamento das amostras utilizadas nos ensaios de

coagulação-floculação.

De acordo com esse procedimento, as coletas de amostras do efluente do RALEx e do

efluente da ETE Jardim das Flores foram realizadas sempre nos mesmos horários, sempre em

dias de semana entre terça e sexta-feira –– desde que não fosse feriado no dia ou na véspera

da coleta –– e que não houvesse chovido nas 24 horas anteriores à coleta. No RALEx, as

amostras do efluente foram coletadas entre 8h e 8h30min da manhã, quando se desejava

95

coletar uma amostra menos concentrada, e entre 12h e 13h quando se desejava uma amostra

mais concentrada desse efluente. Na ETE Jardim das Flores, as amostras do efluente final

foram coletadas um pouco mais cedo, até às 8h da manhã, porque era preciso transportá-las

para o LATAR, em São Carlos – SP, o que demorava cerca de uma hora.

As características físico-químicas do licor misto do tanque de aeração da ETE,

principalmente o teor de sólidos suspensos, dependiam não tanto da variabilidade nas

características do esgoto bruto, mas principalmente das condições operacionais adotadas na

ETE. Em virtude disso, não houve muito rigor em relação ao horário de coleta nesse caso,

entretanto, por conveniência logística, na maioria dos casos as amostras do licor misto foram

coletadas pela manhã (até 8h30min). Entretanto, conforme mencionado anteriormente, houve

certos períodos em que as concentrações de SST no licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores estiveram demasiadamente elevadas (acima de 5000 mg/L), devido à

inexistência de equipamento para desaguamento de lodo na ETE, o que impossibilitava o

descarte de lodo. Nessas ocasiões, o licor misto foi diluído com o efluente final até que

fossem obtidas concentrações de SST na mesma ordem de grandeza dos valores estipulados

no projeto (1300 mg/L, segundo Campos, 2005). Em virtude da demora na obtenção dos

resultados de SST e da necessidade de efetuar a diluição durante a coleta de amostras, o ajuste

da concentração de sólidos na mistura “licor misto-efluente” foi feito com base na leitura de

turbidez, sendo que a concentração aproximada de SST era obtida indiretamente a partir de

uma curva de correlação entre turbidez e concentração de SST obtida por Moretti (2005).

Durante a coleta das amostras era feita a mediação da temperatura da mesma. A

seguir, tão logo coletadas as amostras eram levadas para o Laboratório de Tratamento

Avançado e Reúso de Águas (LATAR), após o que os ensaios eram imediatamente iniciados.

Os procedimentos adotados durante a realização dos ensaios de coagulação-floculação nas

unidades de bancada são descritos a seguir.

4.5.2 Procedimentos para realização dos ensaios de coagulação-floculação-sedimentação

em unidade de jar test

O procedimento experimental para os ensaios de coagulação-floculação-sedimentação,

realizados em equipamento jar test, foi baseado em Guimarães (1987), Mendes (1989) e Di

Bernardo et al. (2002), conforme descrito a seguir:

96

a) homogeneizava-se a “amostra bruta” e colocavam-se porções da mesma nos reatores

(jarros) do jar test, enchendo-os simultaneamente, para assegurar a homogeneidade das

amostras em todos os jarros, até a obtenção de 2 litros por jarro;

OBS: A “amostra bruta” podia ser o efluente do RALEx, o licor misto ou o efluente final da ETE Jardim das Flores. b) coletava-se cerca de 100 mL da amostra bruta para medição de turbidez e cor aparente

(alguns ensaios), após o que essa amostra era acidificada até pH menor que 2 (com ácido

sulfúrico concentrado P.A.) e armazenada em geladeira para posterior determinação de DQO

e fósforo;

c) colocavam-se os volumes de solução-mãe de cloreto férrico (concentração da solução-mãe:

20 g/L de FeCl3.6H2O), correspondentes às dosagens de produtos químicos, nos recipientes

apropriados do jar test (cubetas de suporte frontal);

d) acionava-se o equipamento de agitação ajustando a rotação para cerca de 40 rpm (agitação

lenta) e determinavam-se, diretamente das amostras nos jarros, os valores de temperatura, pH

e condutividade da amostra bruta;

OBS: A temperatura não foi controlada (i.e., as amostras não foram aquecidas ou resfriadas) no decorrer dos ensaios de coagulação-floculação, entretanto, em todos os ensaios apresentou apenas pequena variação. e) nos ensaios em que foi variado o pH, ajustava-se a rotação para cerca de 100 rpm (agitação

um pouco mais intensa) e adicionavam-se os volumes de ácido ou base correspondentes à

dosagem pré-estabelecida;

OBS: Foram utilizadas soluções de NaOH 5,0 % (m/v) ou HCl 3,7 % (m/v) para ajuste do pH. f) após algum tempo de contato, abaixava-se novamente a rotação para cerca de 40 rpm e

fazia-se nova leitura, diretamente das amostras nos jarros, dos valores de temperatura, pH e

condutividade da amostra com pH ajustado (apenas nos ensaios com variação do pH);

g) a seguir, ajustava-se a rotação no jar test para o valor correspondente ao gradiente de

velocidade médio na mistura rápida (Gm), adicionava-se a cada jarro o volume

preestabelecido de coagulante contido nas cubetas de suporte frontal e disparava-se o

cronômetro;

i) depois de decorrido o tempo de mistura rápida (Tm), reduzia-se a rotação do equipamento

para o valor correspondente ao gradiente de velocidade médio na floculação (Gf);

j) durante a floculação eram feitas novas leituras de pH e condutividade nas amostras contidas

em cada um dos jarros;

97

OBS: Em uma das séries de ensaios para construção de diagramas de coagulação do efluente do RALEx, logo após o término da mistura rápida coletava-se uma pequena amostra coagulada para análise do sentido da velocidade de eletroforese. k) após o tempo de floculação (Tf), desligava-se o equipamento ou, se o tempo de floculação

variasse de um jarro para outro, suspendia-se a paleta do jarro cujo tempo de floculação fosse

atingido;

l) coletavam-se as amostras decantadas após tempo conveniente, de acordo com a(s)

velocidade(s) de sedimentação desejada(s).

OBS: Como o ponto de coleta de amostra no jar test utilizado situava-se 7 cm abaixo da superfície do líquido, quando a velocidade de sedimentação (Vs) desejada era, por exemplo, de 1,4 cm/min, o tempo de sedimentação (Ts) era de 5 min após o desligamento do agitador. Contudo, como a coleta da amostra do efluente final (aproximadamente 50 mL) durava cerca de 20 s, a coleta iniciava-se 10 s antes e prolongava-se 10 s além do valor de Ts. Além disso, cerca de 2 s antes do início da coleta do efluente final, descartava-se um pequeno volume do mesmo, para que a amostra coletada não sofresse influência do esgoto acumulado na mangueira de coleta. m) após a coleta, eram feitas determinações de turbidez e cor aparente (alguns ensaios) nas

amostras coletadas e, a seguir, as mesmas eram acidificadas até pH menor que 2 (com ácido

sulfúrico concentrado P.A.) e armazenadas em geladeira para posterior determinação de DQO

e fósforo.

4.5.3 Procedimentos para ensaios de coagulação-floculação-flotação em unidade de

flotateste

Os ensaios de coagulação-floculação-flotação, com utilização do flotateste, foram

adaptados dos procedimentos descritos por Reali (1991), Penetra (1998), Di Bernardo et al.

(2002) e Moretti (2005), conforme discriminado a seguir:

Etapa 1: saturação da água

a) enchia-se a câmara de saturação com água de abastecimento até cerca de 6 litros;

b) abria-se o registro para entrada de ar comprimido (item 8 da Figura 4.7 – página 81) pela

parte inferior da câmara de saturação e regulava-se o registro de controle de saída (item 6 da

Figura 4.7) de ar para que a pressão no interior da câmara permanecesse levemente superior a

450 kPa durante o período de saturação;

c) saturava-se a água nas condições descritas por 15 minutos;

98

d) fechava-se simultaneamente o registro de controle de saída e de injeção de ar da câmara de

saturação (itens 6 e 8 da Figura 4.7) e abria-se a válvula reguladora de pressão (item 7 da

Figura 4.7), a qual tinha a função de manter a pressão em 450 ± 10 kPa no interior da câmara

durante a injeção de água saturada nas colunas de flotação; após isso, iniciava-se o ensaio de

flotação.

Etapa 2: ensaio de flotação

OBS: conforme descrito anteriormente, a mistura rápida era feita no equipamento jar test, após o que as amostras “coaguladas” eram despejadas nas colunas de flotação do flotateste. e) homogeneizava-se a “amostra bruta” e colocavam-se porções da mesma nos reatores

(jarros) do jar test, enchendo-os simultaneamente, para assegurar a homogeneidade das

amostras nos jarros (eram usados 4 jarros), até a obtenção de 2 litros por jarro;

OBS: A “amostra bruta” podia ser o efluente do RALEx, o licor misto ou o efluente final da ETE Jardim das Flores. f) coletava-se cerca de 100 mL da amostra bruta para medição de turbidez e cor aparente

(alguns ensaios), após o que essa amostra era acidificada até pH menor que 2 (com ácido

sulfúrico concentrado P.A.) e armazenada em geladeira para posterior determinação de DQO

e fósforo;

g) colocavam-se os volumes de solução-mãe de cloreto férrico (concentração: 20 g/L de

FeCl3.6H2O), correspondentes às dosagens de produtos químicos, nos recipientes apropriados

do jar test (cubetas de suporte frontal);

h) acionava-se o equipamento de agitação ajustando a rotação para cerca de 40 rpm (agitação

lenta) e determinavam-se, diretamente das amostras nos jarros, os valores de temperatura, pH

e condutividade da amostra bruta;

OBS: A temperatura não foi controlada (i.e., as amostras não foram aquecidas ou resfriadas) no decorrer dos ensaios de coagulação-floculação, entretanto, em todos os ensaios apresentou apenas pequena variação. i) nos ensaios em que foi variado o pH, ajustava-se a rotação para cerca de 100 rpm (agitação

um pouco mais intensa) e adicionavam-se os volumes de ácido ou base correspondentes à

dosagem pré-estabelecida;

OBS: Foram utilizadas soluções de NaOH 5,0 % (m/m) ou HCl 3,7 % (m/m) para ajuste do pH. j) após algum tempo de contato, abaixava-se novamente a rotação para cerca de 40 rpm e

fazia-se nova leitura, diretamente das amostras nos jarros, dos valores de temperatura, pH e

condutividade da amostra com pH ajustado (apenas nos ensaios com variação do pH);

99

k) a seguir, ajustava-se a rotação no jar test para o valor correspondente ao gradiente de

velocidade médio na mistura rápida (Gm), adicionava-se a cada jarro o volume

preestabelecido de coagulante contido nas cubetas de suporte frontal e disparava-se o

cronômetro;

l) decorrido o tempo de mistura rápida, desligava-se a agitação do jar test e despejava-se cada

amostra “coagulada” nas colunas de flotação e ajustava-se a rotação das paletas para a etapa

de floculação.

A amostra “coagulada” era despejada até se atingir um nível inicial (n1), previamente marcado na coluna do flotateste. Esse nível dependia de qual o volume necessário para injeção de água saturada, ou seja, da razão de recirculação (R) empregada no ensaio, que determinava o nível final após injeção da água saturada (n2). m) após concluída a floculação, desligavam-se os agitadores, retiravam-se as paletas de

agitação e abriam-se, cautelosamente, os registros de agulha (item 5 da Figura 4.7) que

permitiam a entrada de água saturada em cada coluna de flotação, até se atingir o nível final

(n2), quando se começava a marcar o tempo de flotação;

n) depois de atingidos os tempos de flotação desejados (equivalentes às velocidades de

flotação previamente estabelecidas), coletavam-se amostras de cerca de 50 mL;

OBS: Como o ponto de coleta de amostra no flotateste utilizado situava-se 30 cm acima do ponto de liberação da água saturada, quando a velocidade de flotação (Vf) desejada era, por exemplo, de 10 cm/min, o tempo de flotação (Tflot) era de 3 min. Contudo, como a coleta da amostra do efluente final (aproximadamente 50 mL) durava cerca de 20 s, a coleta iniciava-se 10 s antes e prolongava-se 10 s além do valor de Tflot. Além disso, cerca de 2 s antes do início da coleta do efluente final, descartava-se um pequeno volume do mesmo, para que a amostra coletada não sofresse influência do esgoto acumulado na mangueira de coleta. o) após a coleta, eram feitas determinações de turbidez e cor aparente (alguns ensaios) nas

amostras coletadas e, a seguir, as mesmas eram acidificadas até pH menor que 2 (com ácido

sulfúrico concentrado P.A.) e armazenadas em geladeira para posterior determinação de DQO

e fósforo.

4.5.4 Produtos químicos empregados

Durante os ensaios de coagulação/precipitação foram empregados os produtos

químicos listados abaixo:

• Cloreto férrico hexahidratado P.A. (FeCl3.6H2O) em pó, marca Synth.

• Ácido clorídrico P.A. –– 37%, marca Mallinckrodt.

• Hidróxido de sódio P.A. em escamas, marca Synth.

5. RESULTADOS E DISCUSSÃO

5.1 Considerações iniciais

Nos itens a seguir, são apresentados inicialmente os resultados referentes aos perfis 24

horas realizados no Reator Anaeróbio de Leito Expandido (RALEx), instalado na ETE

Experimental situada dentro do campus I da USP - São Carlos (SP), e nas unidades da ETE

Jardim das Flores, localizada em Rio Claro-SP. Posteriormente, são apresentados e discutidos

os resultados obtidos nos ensaios de coagulação/precipitação com o efluente do RALEx, com

o licor misto do tanque de aeração e com o efluente final da ETE Jardim das Flores.

5.2 Perfil 24 horas do reator anaeróbio de leito expandido - RALEx

No intuito de verificar as condições de operação e as eficiências de remoção de

contaminantes no RALEx em um dia típico, foram realizadas campanhas de monitoramento

ao longo de 24 horas. Nessas campanhas foram monitoradas as características físico-químicas

do afluente e do efluente desse reator, em amostras coletadas a cada duas horas. Embora

tenham sido realizadas três campanhas, apenas uma delas foi considerada representativa do

funcionamento do sistema de tratamento, já que nas demais o RALEx apresentou alguns

problemas operacionais. A seguir, são apresentados e discutidos os dados obtidos na

campanha (perfil 24 horas) realizada no dia 23 de outubro de 2002, a qual foi considerada a

mais representativa do funcionamento do RALEx. Participaram dessa campanha, os pós-

graduandos do PPGSHS-EESC: Marcelo Eustáquio de Carvalho, Gustavo Silva do Prado,

Cristiano Luchesi Niciura e o autor do presente trabalho. Os dados obtidos nessa campanha

estão reunidos no “Anexo A” e são comentados a seguir.

Na Tabela 5.1, é apresentado o resumo estatístico dos dados obtidos nesse perfil, assim

como as eficiências médias de remoção de alguns dos parâmetros analisados. Da Figura 5.1 à

Figura 5.8 são mostrados gráficos nos quais se observa o "comportamento" ao longo de 24

horas de alguns dos parâmetros analisados.

101

Tabela 5.1 - Resumo estatístico dos dados obtidos no perfil 24 horas do reator anaeróbio de leito expandido realizado em 23 de outubro de 2002

Nº d

eA

mos

tras

Méd

ia

Des

vio

Padr

ão

Val

orM

ínim

o

Val

orM

áxim

o

Nº d

eA

mos

tras

Méd

ia

Des

vio

Padr

ão

Val

orM

ínim

o

Val

orM

áxim

o

Temperatura (ºC) 5 27,3 1,2 25,0 28,0 5 27,4 2,1 25,0 30,0 -pH 13 6,97 0,43 6,37 7,67 13 6,86 0,23 6,47 7,19 -Alc. Parcial (mg CaCO3/l) 13 84 28 36 125 13 116 15 89 143 -Alc. Total (mg CaCO3/l) 13 141 49 83 287 13 170 17 138 193 -Alc. Bicarbonato (mg CaCO3/l) 13 115 51 35 254 13 154 16 125 175 -Ácidos Voláteis (mg Hac/l) 13 38 23 9 92 13 22 7 11 34 -DQOt (mg/l) 13 535 289 86 808 13 273 89 102 374 49%DQOf (mg/l) 13 235 140 22 450 13 125 49 44 193 47%Turbidez (uT) 13 249 143 36 426 13 129 42 57 192 48%Condutividade (µS/cm a 25ºC) 13 548 161 284 929 13 580 59 445 616 -Fósforo Total (mg P/l) 13 5,06 2,01 1,78 8,72 13 4,90 0,90 3,09 5,88 3%ST (mg/l) 13 547 216 190 822 13 376 111 202 582 31% STF (mg/l) 13 192 74 89 300 13 170 46 98 237 - STV (mg/l) 13 355 146 95 522 13 206 86 31 345 -SST(mg/l) 13 224 108 55 425 13 111 26 65 158 - SSF (mg/l) 13 31 17 7 61 13 16 7 - 26 - SSV (mg/l) 13 193 92 48 368 13 95 23 56 132 -SDT (mg/l) 13 302 124 90 460 13 257 91 108 449 - SDF (mg/l) 13 154 58 76 245 13 149 43 86 214 - SDV (mg/l) 13 148 76 6 238 13 111 68 - 235 -

Parâmetro

Afluente Efluente

Efic

iênc

ia M

édia

de R

emoç

ão (%

)

Parâmetros de controle da metanogênese

O perfil 24 horas foi realizado durante o outono, de maneira que as temperaturas

médias no afluente e no efluente foram relativamente elevadas (em média, 27,3ºC e 27,4ºC,

respectivamente), o que favorece a metanogênese. Observa-se, na Tabela 5.1, que foram

obtidos apenas cinco valores de temperatura. Isto ocorreu porque as amostras foram coletadas

com o uso de coletores automáticos e só foram realizadas medições de temperatura nas

amostras coletadas nos horários de recolhimento das amostras.

A estabilidade operacional do RALEx pôde ser verificada por meio da análise dos

valores de pH e alcalinidade a bicarbonato do efluente. Como se observa na Tabela 5.1 e na

Figura 5.1, o pH no efluente do reator manteve-se sempre em uma faixa de valores próximos

ao neutro (6,86 ± 0,23)13, portanto adequada para a metanogênese.

13 Média ± Desvio padrão. OBS: O valor médio do pH não tem significado físico. Por exemplo, o pH da mistura de duas amostras com diferentes valores de pH não necessariamente é igual à média dos pH dessas amostras – como também ocorre com turbidez, cor aparente e outros parâmetros. No presente texto, portanto, a média do pH e de outros parâmetros tem significado apenas estatístico, indicando a “tendência central” de uma série de amostras.

102

-1,002,003,004,005,006,007,008,009,00

23/10/200206:00

23/10/200210:00

23/10/200214:00

23/10/200218:00

23/10/200222:00

24/10/200202:00

24/10/200206:00

Data/Horário

pH

AfluenteEfluente

Figura 5.1 - Valores de pH no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas

0

50

100

150

200

250

300

23/10/200206:00

23/10/200210:00

23/10/200214:00

23/10/200218:00

23/10/200222:00

24/10/200202:00

24/10/200206:00

Data/Horário

Alc

al. a

Bic

arbo

nato

(mg

CaCO

3/l)

Afluente

Efluente

Figura 5.2 - Valores de alcalinidade a bicarbonato no afluente e no efluente do RALEx ao

longo de 24 horas

-

100

200

300

400

500

600

700

800

900

23/10/0206:00

23/10/0210:00

23/10/0214:00

23/10/0218:00

23/10/0222:00

24/10/0202:00

24/10/0206:00

Data/Horário

DQ

O (m

g/l)

AfluenteEfluenteAfluente FiltradoEfluente Filtrado

Figura 5.3 - Valores de DQOt e DQOf no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24

horas

103

-50

100150200250300350400450

23/10/200206:00

23/10/200210:00

23/10/200214:00

23/10/200218:00

23/10/200222:00

24/10/200202:00

24/10/200206:00

Data/Horário

Turb

idez

(NTU

)AfluenteEfluente

Figura 5.4 - Valores de turbidez no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas

-100200300400500600700800900

1.000

23/10/200206:00

23/10/200210:00

23/10/200214:00

23/10/200218:00

23/10/200222:00

24/10/200202:00

24/10/200206:00

Data/Horário

Con

dutiv

idad

e (u

S/cm

)

AfluenteEfluente

Figura 5.5 - Condutividade no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24 horas

-1,02,03,04,05,06,07,08,09,0

10,0

23/10/0206:00

23/10/0210:00

23/10/0214:00

23/10/0218:00

23/10/0222:00

24/10/0202:00

24/10/0206:00

Data/Horário

Con

cent

raçã

o de

Fós

foro

(mg

P/l) Afluente

Efluente

Figura 5.6 - Concentração de fósforo no afluente e no efluente do RALEx ao longo de 24

horas

104

-

100

200

300

400

500

600

700

800

900

23/10/0206:00

23/10/0210:00

23/10/0214:00

23/10/0218:00

23/10/0222:00

24/10/0202:00

24/10/0206:00

Data/Horário

Con

cent

raçã

o de

Sól

idos

(mg/

l)Afluente ST

Afluente STF

Afluente STV

Efluente ST

Efluente STF

Efluente STV

Figura 5.7 - Concentração de Sólidos Totais no afluente e no efluente do RALEx ao longo de

24 horas

-

50

100

150

200

250

300

350

400

450

23/10/0206:00

23/10/0210:00

23/10/0214:00

23/10/0218:00

23/10/0222:00

24/10/0202:00

24/10/0206:00

Data/Horário

Con

cent

raçã

o de

Sól

idos

(mg/

l)

Afluente SST

Afluente SSF

Afluente SSV

Efluente SST

Efluente SSF

Efluente SSV

Figura 5.8 - Concentração de Sólidos Suspensos no afluente e no efluente do RALEx ao longo

de 24 horas

A concentração média de alcalinidade a bicarbonato no efluente foi de 154 mg

CaCO3/L, superior aos 115 mg CaCO3/L médios do afluente, conforme se verifica na Tabela

5.1, indicando ter havido produção de alcalinidade e estabilidade no processo de digestão

anaeróbia.

Parâmetros de eficiência do reator anaeróbio de leito expandido

Na Figura 5.3 são apresentados os valores de DQO no afluente e no efluente do

RALEx, para amostras brutas (não filtradas) e filtradas (membrana com abertura de poro de

1,0 µm). O valor médio ao longo de 24 horas foi de 535 mg/l para DQO do afluente e 273

mg/l para DQO do efluente, resultando em eficiência média de remoção de 49%, valor que

105

pode considerado relativamente baixo, uma vez que em pesquisas anteriores esse mesmo

reator já chegou a apresentar eficiências de remoção de DQO próximas a 70% (PEREIRA,

2000; MENDONÇA, 1998; SANTOS, 2001). As causas para esta perda de eficiência do

reator possivelmente se devem à redução da quantidade de carvão ativado granular no interior

do RALEx, no intervalo entre as referidas pesquisas e a aqui apresentada e, em parte, ao

desprendimento de sólidos da região de acumulação de escuma, localizada na parte superior

do reator, na data da realização do perfil.

Observa-se ainda na Figura 5.3, que os valores de DQO no efluente do RALEx

apresentaram variação relativamente grande, atingindo valores mínimos e máximos de,

respectivamente, 102 mg/L (às 6h) e 374 mg/L (às 18h). Por essa razão, foram realizados

alguns ensaios (diagramas de coagulação) com amostras coletadas à tarde, quando o efluente

continha maior concentração para diversos constituintes, conforme se discute nos itens 5.4.4 e

5.4.8.

Na Figura 5.4, são apresentados os valores de turbidez obtidos no perfil. A turbidez

efluente apresentou valor mínimo de 57 NTU, às 6h, e máximo de 192 NTU, às 18 h, horário

no qual o efluente do RALEx também apresentou valores máximos de DQO, tanto na amostra

bruta quanto na filtrada. Às 8 h da manhã, horário em que foram realizadas as coletas para a

maioria dos ensaios de coagulação/precipitação, a turbidez no efluente foi de 96 NTU.

A análise de condutividade, cujos valores são apresentados na Figura 5.5, foi realizada

no intuito de verificar indiretamente as variações ocorridas, no decorrer do dia, na força iônica

do efluente do reator. Assim, a condutividade no efluente do reator variou entre 445 µS/cm a

25ºC e 616 µS/cm a 25ºC, apresentando variação relativamente pequena ao longo do dia.

De acordo com os dados apresentados na Tabela 5.1, as concentrações médias de

fósforo no afluente e no efluente do reator anaeróbio de leito expandido foram de,

respectivamente, 5,06 mg P/l e 4,90 mg P/l, ratificando o fato de ocorrer pequena remoção de

fósforo em reatores anaeróbios. Na Figura 5.6, são apresentados os valores de concentração

de fósforo no afluente e no efluente do RALEx ao longo do dia, na qual se observa que as

concentrações máximas ocorrem entre meio-dia e 14h.

Na Figura 5.7 e na Figura 5.8 são apresentados os gráficos referentes, respectivamente,

às parcelas componentes dos Sólidos Totais (STF e STV) e dos Sólidos Suspensos (SSF e

SSV) no afluente e no efluente do reator. De acordo com o apresentado na Tabela 5.1, a

remoção média de Sólidos Totais foi de 31%. Verifica-se na Figura 5.7 e na Tabela 5.1 que a

concentração de sólidos totais (ST) no efluente do RALEx variou consideravelmente durante

106

o dia (concentração mínima de 202 mg/L e máxima de 582 mg/L), com valor médio de 376

mg/L.

É interessante observar ainda que, em praticamente todos os gráficos apresentados,

ocorre muito menor variação nos valores dos parâmetros analisados no efluente do RALEx do

que no esgoto bruto. Esse fato ratifica a opção pela dosagem de coagulantes no efluente de

reatores biológicos, em vez de no esgoto bruto, já que a menor variabilidade na qualidade do

efluente possibilita melhor controle na dosagem de produtos químicos.

5.3 Perfil 24 horas das unidades da ETE Jardim das Flores

No intuito de verificar as condições de operação, as eficiências de remoção de

contaminantes e as características físico-químicas do afluente e dos efluentes das unidades da

ETE Jardim das Flores, nos dias 29 e 30 de abril de 2003 realizou-se uma campanha (perfil)

ao longo de 24 horas, com coleta de amostras a cada 2 horas. Dessa campanha, participaram

os pós-graduandos do PPGSHS-EESC: Renata Cristina Moretti, Marcelo Eustáquio de

Carvalho, Carlos Magno de Sousa Vidal e Gustavo Silva do Prado, além do autor da presente

pesquisa. Os dados obtidos nessa campanha estão reunidos no “Anexo A” e são comentados a

seguir.

Na Tabela 5.2 é apresentado o resumo estatístico dos dados obtidos nesse perfil, assim

como as eficiências médias de remoção de alguns dos parâmetros, tanto para o reator

anaeróbio (UASB) quanto para a ETE como um todo. Da Figura 5.9 à Figura 5.16 são

apresentados os gráficos obtidos nessa campanha, nos quais se verifica o comportamento das

unidades do sistema de tratamento ao longo de 24 horas, para os parâmetros analisados.

Tanto na Tabela 5.2 quanto nos gráficos da Figura 5.9 à Figura 5.16, são utilizadas as

seguintes abreviações: EB – esgoto bruto, o qual equivale ao afluente da ETE Jardim das

Flores; EU – efluente do reator UASB; ELA – efluente do reator aerado (tanque de aeração)

do sistema de lodo ativado, equivalente ao licor misto, coletado pouco antes da comporta de

entrada do decantador secundário; e ED – efluente do decantador secundário, ou seja, o

efluente final da ETE.

107

Tabela 5.2 - Resumo estatístico dos dados do perfil 24 horas da ETE Jardim das Flores (Rio

Claro-SP)

Nº d

eA

mos

tras

Méd

ia

Des

vio

Padr

ão

Val

orM

ínim

o

Val

orM

áxim

o

Nº d

eA

mos

tras

Méd

ia

Des

vio

Padr

ão

Val

orM

ínim

o

Val

orM

áxim

o

Efic

iênc

iam

édia

(%)

UASBpH 12 7 0,5 6,77 8,35 12 7 0,1 7,06 7,30 -DQOt (mg/l) 12 514 217 234 918 12 126 35 96 237 75%DQOf (mg/l) 12 207 59 104 289 12 73 9 62 96 64%Turbidez (uT) 12 258 109 88 380 12 60 15 35 88 77%Fósforo Tot. (mg P/l) 12 6,49 1,82 3,70 10,2 12 6,13 0,24 5,74 6,63 6%Fósforo Filt. (mg P/l) 12 3,89 1,36 2,05 7,06 12 6,05 0,29 5,61 6,63 -56%SST(mg/l) 12 224 74 91 319 12 29 5 21 37 87% SSF (mg/l) 12 33 14 5 55 12 5 1 3 7 86% SSV (mg/l) 12 192 61 86 264 12 25 4 18 33 87%Sól. Sedim. (ml/l) - - - - - - - - - - -

ETEpH - - - - - 12 7 0,0 7,16 7,29 -DQOt (mg/l) - - - - - 12 78 11 60 104 85%DQOf (mg/l) 12 45 17 27 95 - - - - - -Turbidez (uT) - - - - - 12 16 6 2 23 94%Fósforo Tot. (mg P/l) - - - - - 12 5,69 0,25 5,30 6,05 12%Fósforo Filt. (mg P/l) 12 4,74 0,24 4,39 5,23 - - - - - -SST(mg/l) 12 722 316 122 1.174 12 24 7 15 36 89% SSF (mg/l) 12 233 106 35 394 12 6 2 3 9 83% SSV (mg/l) 12 489 211 87 780 12 18 5 12 27 90%Sól. Sedim. (ml/l) 12 34 19 1 56 - - - - - -- Determinações não realizadas

Efluente reator lodo ativado - ELA Efluente decantador (final) - ED

Parâmetro

Esgoto bruto - EB Efluente do UASB - EU

Na Figura 5.9, são apresentados os valores de pH no esgoto bruto, no efluente do

reator UASB e no efluente final da ETE. Os picos (máximos) de valores de pH do esgoto

bruto observados nessa figura ocorrem possivelmente em conseqüência da adição de cal feita

pelos operadores da estação no esgoto bruto, operação esta realizada para reduzir a liberação

de maus odores no reator anaeróbio (UASB). Ainda em relação à Figura 5.9, a estabilidade

nos valores de pH dos efluentes do reator UASB e do decantador secundário são uma

indicação da estabilidade dos reatores biológicos da ETE no período em que se realizou o

perfil.

De acordo com os gráficos apresentados na Figura 5.10 e na Figura 5.11, e com os

dados apresentados na Tabela 5.2, verifica-se que o reator UASB e a ETE como um todo

eram bastante eficientes na remoção de DQO, principalmente da fração particulada. No dia

em que se realizou o perfil, a eficiência média de remoção de DQO na ETE foi de 85%.

108

6,00

6,50

7,00

7,50

8,00

8,50

9,00

29/04/0309:00

29/04/0313:00

29/04/0317:00

29/04/0321:00

30/04/0301:00

30/04/0305:00

30/04/0309:00

Data - Horário

pH

EBEUED

Figura 5.9 - Valores de pH no afluente e nos efluentes das unidades da ETE Jardim das Flores

(Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas (Legenda: EB: esgoto bruto; EU: efluente do UASB; ED: efluente do decantador secundário)

0

200

400

600

800

1000

29/04/0309:00

29/04/0313:00

29/04/0317:00

29/04/0321:00

30/04/0301:00

30/04/0305:00

30/04/0309:00

Data - Horário

DQ

O (m

g/l)

EBEUED

Figura 5.10 - Valores de DQO no afluente e efluentes das unidades da ETE Jardim das Flores

(Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas (Legenda: EB: esgoto bruto; EU: efluente do UASB; ED: efluente do decantador secundário)

0

200

400

600

800

1000

29/04/0309:00

29/04/0313:00

29/04/0317:00

29/04/0321:00

30/04/0301:00

30/04/0305:00

30/04/0309:00

Data - Horário

DQ

Of (

mg/

l)

EBEUELA

Figura 5.11 - Valores de DQO da amostra filtrada no afluente e nos efluentes das unidades da

ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas (Legenda: EB: esgoto bruto; EU: efluente do UASB; ELA: licor misto)

109

050

100150200250300350400

29/04/0309:00

29/04/0313:00

29/04/0317:00

29/04/0321:00

30/04/0301:00

30/04/0305:00

30/04/0309:00

Data - Horário

Turb

idez

(NTU

) EBEUED

Figura 5.12 - Valores de turbidez no afluente e efluentes das unidades da ETE Jardim das

Flores (Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas (Legenda: EB: esgoto bruto; EU: efluente do UASB; ED: efluente do decantador secundário)

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

29/04/0309:00

29/04/0313:00

29/04/0317:00

29/04/0321:00

30/04/0301:00

30/04/0305:00

30/04/0309:00

Data - Horário

Fósf

oro

(mg

P/l)

EBEUED

Figura 5.13 - Concentrações de fósforo no afluente e nos efluentes das unidades da ETE

Jardim das Flores (Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas (Legenda: EB: esgoto bruto; EU: efluente do UASB; ED: efluente do decantador secundário)

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

29/04/0309:00

29/04/0313:00

29/04/0317:00

29/04/0321:00

30/04/0301:00

30/04/0305:00

30/04/0309:00

Data - Horário

Fósf

oro-

filt.

(mg

P/l)

EBEUELA

Figura 5.14 - Concentrações de fósforo (amostra filtrada em membrana de 1,2 µm de abertura

de poro) no afluente e nos efluentes das unidades da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas

110

(Legenda: EB: esgoto bruto; EU: efluente do UASB; ELA: licor misto)

-200400600800

1.0001.2001.400

29/04/0309:00

29/04/0313:00

29/04/0317:00

29/04/0321:00

30/04/0301:00

30/04/0305:00

30/04/0309:00

Data - Horário

SST

(mg/

l)EBEUELAED

Figura 5.15 - Concentração de Sólidos Suspensos Totais no afluente e nos efluentes das

unidades da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas (Legenda: EB: esgoto bruto; EU: efluente do UASB; ELA: licor misto; ED: efluente do decantador secundário)

-200400600800

1.0001.2001.400

29/04/0309:00

29/04/0313:00

29/04/0317:00

29/04/0321:00

30/04/0301:00

30/04/0305:00

30/04/0309:00

Data - Horário

SSV

(mg/

l)

EBEUELAED

Figura 5.16 - Concentração de Sólidos Suspensos Voláteis no afluente e nos efluentes das

unidades da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP) ao longo de 24 horas (Legenda: EB: esgoto bruto; EU: efluente do UASB; ELA: licor misto; ED: efluente do decantador secundário)

Na Figura 5.12, por sua vez, observam-se os valores de turbidez no esgoto bruto, no

efluente do reator UASB e no efluente do decantador secundário. Também para este

parâmetro, a ETE apresentou elevada eficiência de remoção (94%), sendo que o valor médio

de turbidez no efluente final da ETE foi de 16 NTU.

Os gráficos apresentados nas Figuras 5.13 e 5.14, assim como os resultados médios

mostrados na Tabela 5.2, demonstram a capacidade de remoção de fósforo relativamente

baixa (12%) das unidades de tratamento do tipo das utilizadas na ETE Jardim das Flores

(reator anaeróbio seguido de reator de lodo ativado), sob condições normais de operação.

111

Nas Figura 5.15 e 7.16 são apresentados os gráficos referentes às análises de sólidos

suspensos totais (SST) e voláteis (SSV) para o esgoto bruto, o efluente do reator UASB, o

efluente do reator aerado (licor misto) e o efluente final da ETE. De acordo com esses

gráficos, as concentrações médias de SST e SSV no tanque de aeração (licor misto), na época

em que foi realizado o perfil, eram de, respectivamente, 722 mg/l e 489 mg/l. Conforme se

verifica na Tabela 5.2, a eficiência de remoção de SST na ETE Jardim das Flores na época em

que se realizou o perfil era da ordem de 89%. Apesar da baixa concentração média de sólidos

no licor misto do tanque de aeração na época em que foi realizado o perfil, posteriormente,

quando foram iniciados os ensaios de coagulação/precipitação com a utilização desse

efluente, a concentração de sólidos no tanque de aeração era freqüentemente superior a 5.000

mg/L, uma condição atípica, provocada pela falta de descarte do excesso de lodo biológico da

ETE.

5.4 Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx

5.4.1 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do

RALEx

Os ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do

RALEx foram realizados utilizando-se uma amostra desse efluente (cerca de 80 litros)

coletada às 8h30min da manhã no dia 04/02/2002, com a qual foram realizados 36 ensaios em

equipamento jar test. Os resultados obtidos nesses ensaios, bem como as características da

amostra coletada, são apresentados na Tabela 5.3.

Inicialmente, foram realizados 18 ensaios de coagulação-floculação-sedimentação, nos

quais foram investigados valores adequados para o gradiente médio de mistura rápida e tempo

de mistura rápida, enquanto os demais parâmetros (Gf, Tf, Vs e DC) foram mantidos fixos. Os

valores testados para Gm foram: 500 s-1, 800 s-1 e 1100 s-1. Para cada valor de Gm foram

testados os seguintes valores de Tm: 2 s, 5 s, 15 s, 30 s, 60 s e 90 s. Conforme descrito no

Capítulo 4, para realização dos ensaios subseqüentes, foram considerados mais adequados os

parâmetros operacionais que forneceram menor turbidez remanescente. Na Tabela 5.3,

observa-se que a menor turbidez remanescente (32,9 NTU) foi obtida para: Gm: 500 s-1 e Tm:

15 s; para esses mesmo valores de Gm e Tm, as concentrações remanescentes de DQO e

112

fósforo (as quais foram conhecidas apenas no dia seguinte à realização dos ensaios) foram

muito próximas aos valores mínimos obtidos nesses primeiros 18 ensaios.

Tabela 5.3 – Resultados dos ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx. Amostra bruta: efluente do RALEx; Data coleta: 10/04/02; Hora coleta: 8h30min; Data ensaios: 10/04/02. Características da amostra bruta: temperatura: 24,0 ± 1,0ºC; pH: 6,9 ± 0,15; turbidez: 76 NTU; DQO: 147 mg/l; fósforo total: 4,56 mg P/l; Condutividade: 225 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Vs: 1,4 cm/min; DC: 40 mg/L; CSC: 20 g/l (FeCl3.6H2O).

Ens

aio

Gm

(s-1

)

Tm (s)

Gf

(s-1

)

Tf

(min

)

pHco

ag.

Con

dutiv

idad

e(µ

S/cm

a 2

5ºC

)

Tur

bide

z(N

TU

)

DQ

O(m

g/l)

Fósf

oro

(mg

P/l)

500 2 40 15 6,60 238 38,0 109 3,24 500 5 40 15 6,51 231 42,5 127 2,64 500 15 40 15 6,58 233 32,9 113 2,55 500 30 40 15 6,60 231 38,3 109 2,48 500 60 40 15 6,60 233 40,7 127 2,78 500 90 40 15 6,60 230 35,9 108 2,68 800 2 40 15 6,62 235 39,1 127 2,88 800 5 40 15 6,61 232 45,1 133 2,88 800 15 40 15 6,58 232 42,6 128 2,84 800 30 40 15 6,62 233 44,3 133 2,81 800 60 40 15 6,63 233 49,0 131 2,88 800 90 40 15 6,62 233 48,0 127 2,78

1100 2 40 15 6,70 235 46,1 129 2,81 1100 5 40 15 6,67 234 46,3 131 2,91 1100 15 40 15 6,64 234 42,4 124 2,94 1100 30 40 15 6,70 234 47,0 120 2,88 1100 60 40 15 6,65 234 44,6 127 2,88 1100 90 40 15 6,68 234 50,2 140 2,97

500 15 25 5 6,61 233 49,0 160 3,04 500 15 25 10 6,61 233 46,5 131 3,04 500 15 25 15 6,61 233 44,2 167 2,91 500 15 25 20 6,61 233 39,7 157 2,91 500 15 25 30 6,61 233 31,6 124 2,55 500 15 25 40 6,61 233 31,6 109 2,38 500 15 40 5 6,65 232 47,4 144 3,11 500 15 40 10 6,65 232 40,0 119 2,97 500 15 40 15 6,65 232 39,3 117 2,94 500 15 40 20 6,65 232 28,7 103 2,71 500 15 40 30 6,65 232 49,4 139 3,11 500 15 40 40 6,65 232 28,0 100 3,44 500 15 55 5 6,70 232 47,8 145 4,03 500 15 55 10 6,70 232 45,6 141 3,53 500 15 55 15 6,70 232 38,4 125 3,14 500 15 55 20 6,70 232 28,4 111 3,67 500 15 55 30 6,70 232 34,2 113 2,91 500 15 55 40 6,70 232 29,1 97 2,48

- Determinações não realizadas

5

6

1

2

3

4

113

A seguir, foram realizados outros 18 ensaios, nos quais foram investigados os

parâmetros de floculação mais adequados. Foram testados os seguintes valores de gradiente

médio floculação: Gf: 25 s-1, 40 s-1 e 55 s-1, para cada valor de Gf, foram testados os seguintes

valores de Tf: 5 min, 10 min, 15 min, 20 min, 30 min e 40 min. Os valores de Gm, Tm, Gf e

Tf mais adequados, obtidos nos ensaios preliminares, foram utilizados nos ensaios seguintes

para elaboração dos diagramas de coagulação.

Com a conclusão dos ensaios preliminares com o efluente do RALEx, a avaliação dos

parâmetros mais adequados para serem utilizados nos ensaios seguintes (diagramas de

coagulação) pôde ser feita considerando, além da turbidez, as concentrações remanescentes de

fósforo e DQO.

Observando-se os resultados apresentados Tabela 5.3, embora os menores valores

remanescentes de turbidez, DQO e fósforo tenham sido obtidos para Gm: 500 s–1; Tm: 15 s;

Gf: 55 s–1 e Tf: 40 min (“Ensaio 6”), os parâmetros operacionais: Gm: 500 s–1; Tm: 15 s; Gf:

40 s–1; Tf: 15 min (“Ensaio 1”) foram considerados mais adequados para serem usados nos

ensaios para obtenção dos diagramas de coagulação, por possibilitarem a realização de uma

batelada de ensaios em menor tempo e apresentarem remanescentes de turbidez, DQO e

fósforo também relativamente baixos.

5.4.2 Diagramas de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx

coletado no período da manhã (1ª série)

Após a realização dos ensaios preliminares para determinação dos parâmetros mais

adequados de mistura rápida e floculação, foram iniciados os ensaios para elaboração dos

diagramas de coagulação do efluente do RALEx. Para realização desses ensaios no mais curto

intervalo de tempo possível, foram utilizados simultaneamente dois equipamentos para

ensaios de coagulação-floculação-sedimentação (jar test). Esses ensaios foram realizados com

o auxílio do Engº. Gustavo Silva do Prado, doutorando do PPGSHS-EESC.

Conforme comentado no item 4.4.1.2, no Capítulo “Material e Métodos”, foram

realizadas duas “séries” de ensaios para elaboração dos diagramas de coagulação do efluente

do RALEx com amostras coletadas no período matutino. Os dados obtidos em ambas as séries

de ensaios estão reunidos no “Anexo B”. Os resultados obtidos na 1ª série são apresentados a

seguir; os da 2ª série, no item subseqüente.

114

Nas Figuras 5.17 a 5.20 são apresentados os diagramas de coagulação para turbidez,

cor aparente, fósforo e condutividade, resultantes dos ensaios realizados no dia 28/11/2002

com o efluente do RALEx (1ª série de ensaios). Nesses ensaios, os resultados das análises de

DQO foram desconsiderados, em virtude de problemas com a conservação das amostras.

Nos diagramas de coagulação das Figuras 5.17 a 5.19, os números inscritos sobre os

pontos obtidos (marcados no diagrama em forma de “×”) indicam os percentuais

remanescentes do parâmetro investigado, para os respectivos valores de pH e dosagem de

coagulante. Por exemplo, no diagrama da Figura 5.17, relativo à turbidez, para dosagem de 60

mg/l de FeCl3.6H2O e pH de 5,58, o efluente obtido após o ensaio de coagulação-floculação-

sedimentação apresentou turbidez remanescente igual a 19% (ver Figura 5.17) da turbidez da

amostra bruta (efluente do RALEx); ou seja, nesse ensaio, a eficiência de remoção de turbidez

foi de 81%. Alguns dos valores indicados nos pontos dos diagramas relativos às análises de

turbidez (Figura 5.17) e cor aparente (Figura 5.18) são maiores que 100%, o que pode parecer

incoerente. Entretanto, nessas análises, a adição de coagulantes e o ajuste do pH às vezes

resultou em um efluente mais "turvo" (maior dificuldade para a passagem da luz), provocando

aumento nos valores lidos, em comparação com o efluente do RALEx (amostra bruta). A

partir dos valores de percentuais remanescentes, foram interpoladas as linhas contínuas que

aparecem nesse diagramas, à semelhança de "curvas de nível", delimitadoras das regiões de

"mesma" eficiência de remoção dos diversos parâmetros. Essas linhas foram traçadas

utilizando-se um programa computacional (Surfer®). Contudo, em virtude dos erros inerentes

aos ensaios e às análises laboratoriais, essas curvas devem ser interpretadas como

aproximações, desenhadas apenas para facilitar a visualização das regiões dos diagramas, e

que, portanto, não demarcam precisamente as fronteiras dessas regiões.

Na Figura 5.20, os valores indicados sobre os pontos obtidos nos ensaios (marcados no

diagrama em forma de “×”) indicam o valor da condutividade medido após a mistura do

cloreto férrico. As linhas contínuas são interpolações dos valores desses pontos e indicam as

“faixas” de mesma condutividade. Esse diagrama foi construído no intuito de expressar as

mudanças na força iônica do sistema decorrentes da adição de ácido ou base (para correção do

pH inicial) e de coagulante (FeCl3.6H2O). Na Figura 5.20, as linhas de maior valor de

condutividade indicam as regiões em que a força iônica é maior, o que, a depender do

mecanismo de envolvido, pode interferir (favorecer) na coagulação devido à compressão da

camada difusa.

Além das linhas interpoladas (contínuas), nas Figuras 5.17 a 5.20 observam-se

também linhas tracejadas nas quais são indicadas as dosagens (em mmol/L) de HCl ou NaOH,

115

empregadas para que o pH da amostra fosse variado. Além disso, são também indicados nos

diagramas os limites de pH, inferior e superior, estabelecidos no padrão para lançamento de

efluentes em corpos de águas doces superficiais de acordo com a Resolução CONAMA Nº.

357/2005.

A forma de apresentação dos diagramas de coagulação descrita nos três últimos

parágrafos para as Figuras 5.17 a 5.20 é também empregada em todos os demais diagramas de

apresentados no presente texto.

No intuito de avaliar a relação existente entre os dados obtidos para os diferentes

parâmetros analisados (turbidez, cor aparente, fósforo total e condutividade) nos ensaios

relativos aos diagramas de coagulação, foram calculados os coeficientes de correlação

amostral (r)14 entre esses parâmetros, conforme apresentado na Tabela 5.4. De acordo com os

valores de r apresentados, observa-se existir elevada correlação entre os pares de “variáveis”:

turbidez e cor aparente, turbidez e fósforo e cor aparente e fósforo. Essa relação existente

entre essas variáveis pode ser observada “qualitativamente”, pela semelhança no formato das

curvas dos diagramas de coagulação dessas variáveis (comparar Figuras 5.17, 5.18 e 5.19).

Na Figura 5.17 é apresentado o diagrama de coagulação do efluente do RALEx

relativo à análise de turbidez. Nesse diagrama, verifica-se uma ampla faixa de pH e dosagens

de coagulante em que a coagulação resulta eficiente. Contudo, as maiores eficiências de

remoção de turbidez, com menores dosagens de coagulante, são obtidas na faixa

compreendida entre pH 5 e 6. Por exemplo, conforme já citado, para dosagem de 60 mg/l de

FeCl3.6H2O e pH de 5,60, houve remoção de 81% da turbidez. Entretanto, para que esse pH

fosse atingido foi necessária a adição de 1,5 mmol de HCl/L, o que, em termos práticos,

implica em alguns aspectos desvantajosos, como o gasto adicional com produtos químicos, a

salinização do efluente final e o maior risco de corrosão das estruturas de concreto da ETE.

Com essa mesma dosagem de cloreto férrico (60 mg/L de FeCl3.6H2O), mas sem adição de

ácido, a remoção de turbidez foi de 66%, sendo necessário uma dosagem de cerca de 90 mg/L

de FeCl3.6H2O (interpolada no diagrama da Figura 5.17) para se obter eficiência de cerca de

80%, como na situação anterior. Mais adiante neste texto (item 5.4.9), propõe-se um método

para decidir qual das duas condições é mais adequada: se a adição conjunta de cloreto férrico

e ácido, ou se a adição de maior dosagem de coagulante.

14 O coeficiente de correlação amostral (r) é um número adimensional que fica restrito ao intervalo [–1, +1]. Variáveis ligadas por uma relação linear perfeita têm r igual a +1, se quando uma variável cresce a outra também cresce, ou igual a –1, se quando uma cresce a outra decresce. Valores intermediários representam relações parcialmente lineares (BARROS NETO et al., 2003).

116

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400

97 91 59 78

71869393 60908758

406575583425 6379 75

343934281986 3950 61

131 2422 361422 5232 37

134 371815 19 2917 18 33

16120 4127191715 36

145 14121117272922 21

139 12121011152

150 2211910126 27 17154

141 1371089 1620

147 98 108116 1520

688 1515151598

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)

pH após coagulação

Padrão de lançamento(Res. CONAMA Nº. 357/2005)

Sem

adição de ácido ou base0,38 m

mol/L de N

aOH

0,75 mm

ol/L de NaO

H

1,5 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,0 mm

ol/L de HC

l

15,6 mm

ol/L de NaO

H

Figura 5.17 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do efluente do RALEx –

manhã (1ª série): percentuais de Turbidez remanescente. Coleta: Data-horário: 28/11/02, às 8h. Ensaios: Data-horário: 28/11/02, das 10h às 23h40min. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 26,0 ± 0,0ºC; pH: 6,91 ± 0,03; Turbidez: 52,0 ± 9,4 uT; DQO: 99 ± 6 mg/l; fósforo total: 3,58 ± 0,20 mg P/l; Cor aparente: 537 ± 49 uH;Condutividade: 455 ± 14 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 500 s–1; Tm: 30 s; Gf: 40 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

117

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


77869095

95 10382 92 95 80 97 65

25 9539 66 92 78 70 92 70

59 7022 35 25 52 63 81 53

118 756022 18 5436 39 53

15130 582920 4618 36 50

118 14 28 36 46 6318 54

120 21 15 19 2735 49 3646

145 14 11 19 22146

10 20 18 18 19 39 3149

164 16 11 19 16 26 40 29

155160

172 169 11 1815 18 41 33

23 15 15 33 3214 16 32 31


Sem


mol/L de N

aOH

0,75 mm

ol/L de NaO

H

1,5 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,0 mm

ol/L de HC

l

15,6 mm

ol/L de NaO

H


manhã (1ª série): percentuais de Cor aparente remanescente. Coleta: Data-horário: 28/11/02, às 8h. Ensaios: Data-horário: 28/11/02, das 10h às 23h40min. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 26,0 ± 0,0ºC; pH: 6,91 ± 0,03; Turbidez: 52,0 ± 9,4 uT; DQO: 99 ± 6 mg/l; fósforo total: 3,58 ± 0,20 mg P/l; Cor aparente: 537 ± 49 uH;Condutividade: 455 ± 14 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 500 s–1; Tm: 30 s; Gf: 40 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

118

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


8 8 19 5350256118

7586

75

6975

6975

75

69

75

78

69

28 50 72 92 78 56 83 83 78

94

64

56

61

53

42

36

31 53

47

47

47

8

11

17

28

42

47

64

7256

36

28

28

19

14

1188

8

11

17

17 39

17

14

14

14

8

11 8 11 8

81111

111411

11 14 11

191914

19 19 19

363131

56 47 42

7897948186979792

97 94 100 100


Sem


mol/L de N

aOH

0,75 mm

ol/L de NaO

H

1,5 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,0 mm

ol/L de HC

l

15,6 mm

ol/L de NaO

H


manhã (1ª série): percentuais de Fósforo total remanescente. Coleta: Data-horário: 28/11/02, às 8h. Ensaios: Data-horário: 28/11/02, das 10h às 23h40min. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 26,0 ± 0,0ºC; pH: 6,91 ± 0,03; Turbidez: 52,0 ± 9,4 uT; DQO: 99 ± 6 mg/l; fósforo total: 3,58 ± 0,20 mg P/l; Cor aparente: 537 ± 49 uH;Condutividade: 455 ± 14 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 500 s–1; Tm: 30 s; Gf: 40 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

119

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


499466500524

523 535567 503 470 501 597 1208

576 554536 509 477 510 531 609 1199

603 574544 516 484 515 539 624 1180

637 635548555 523 594491 526 1144

587697 650537501 609530 556 1112

626 672509 539570 627540 1102

635 547 517547 571692 557 525 556 578

745

632 696 28501072

577 539 569599 655 746 28701057802878

697

852 598

665730

560 559 589 615 794 1057 2790

612 692635 817 1045 2670

709 835 1053 2570854 1075 2520


Sem


mol/L de N

aOH

0,75 mm

ol/L de NaO

H

1,5 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,0 mm

ol/L de HC

l

15,6 mm

ol/L de NaO

H


manhã (1ª série): Condutividade (µS/cm a 25ºC). Coleta: Data-horário: 28/11/02, às 8h. Ensaios: Data-horário: 28/11/02, das 10h às 23h40min. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 26,0 ± 0,0ºC; pH: 6,91 ± 0,03; Turbidez: 52,0 ± 9,4 uT; DQO: 99 ± 6 mg/l; fósforo total: 3,58 ± 0,20 mg P/l; Cor aparente: 537 ± 49 uH;Condutividade: 455 ± 14 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 500 s–1; Tm: 30 s; Gf: 40 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

120

Tabela 5.4 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-floculação-sedimentação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente do RALEx – manhã (1ª série)

Con

dutiv

idad

e -

Turb

idez

Con

dutiv

idad

e -

cor a

pare

nte

Con

dutiv

idad

e -

fósf

oro

tota

l

Turb

idez

-

cor a

pare

nte

Turb

idez

-

fósf

oro

tota

l

Cor

apa

rent

e -

fósf

oro

tota

l

r -0,1373 -0,0950 0,0700 0,9664 0,7981 0,8121

De acordo com a Figura 5.17, entretanto, para se obter eficiências de remoção de

turbidez superiores a 90% são necessárias dosagens de coagulante bem mais elevadas, acima

de 120 mg/L (de FeCl3.6H2O)15, o que implica em gasto de coagulante e geração de lodo

elevadas.

O diagrama de coagulação relativo à cor aparente, mostrado na Figura 5.18, apresenta

grande semelhança com o diagrama de turbidez (Figura 5.17), principalmente em relação à

região na qual a coagulação resultou mais eficiente e ao “formato” das curvas de percentuais

remanescentes, ratificando a elevada correlação entre essas variáveis, conforme indicado na

Tabela 5.4. Contudo, observa-se na Figura 5.17 que a região na qual a remoção de turbidez se

mostra mais eficiente (i.e., maior remoção com menor dosagem de coagulante) é mais ampla

que aquela no diagrama de cor aparente. A eficiência de remoção de cor aparente raramente

excedeu 85% e a região cuja remoção foi maior que 80% limitou-se a uma faixa de pH

aproximadamente entre 5 e 7 e dosagens de coagulante maiores que 80 mg FeCl3.6H2O/L.

O diagrama de coagulação relativo ao fósforo, conforme se verifica na Figura 5.19,

também apresenta “formato” semelhante aos diagramas de turbidez e cor aparente (Figuras

5.17 e 5.18, respectivamente), com região de maior eficiência de remoção para menores

dosagens de coagulante na faixa de pH aproximadamente entre 5 e 6. Nessa faixa, obteve-se

remoção de fósforo superior a 70% para pH igual a 5,0 e dosagem de FeCl3.6H2O de 40 mg/l;

e superior a 80% para dosagens de FeCl3.6H2O em torno de 60 mg/l e pH de

aproximadamente 5,5. Para dosagens de coagulante mais elevadas, como, por exemplo, 160

mg/l de FeCl3.6H2O, nessa mesma faixa de pH, a eficiência de remoção de fósforo superou os

15 É importante frisar que, por ter sido utilizado cloreto férrico hexahidratado P.A. nos ensaios, a concentração de cloreto férrico é expressa no presente texto em “mg FeCl3.6H2O/L”. Contudo, em muitos outros textos e mesmo na prática de ETAs ou ETEs, em que se utiliza cloreto férrico comercial, as dosagens são expressas em “mg FeCl3/L”. Logo, para conversão das dosagens apresentadas neste texto em “mg FeCl3/L”, deve-se multiplicá-las por 0,6.

121

90%, obtendo-se um efluente com concentração de 0,27 mg de P/L (ver “Anexo B”); contudo,

com maior gasto de cloreto férrico e geração de lodo.

De modo geral, a partir da análise dos diagramas de coagulação dos diversos

parâmetros, observa-se que a coagulação do efluente do RALEx se mostrou mais eficiente na

faixa de pH localizada aproximadamente entre 5 e 7, quando foram obtidas maiores eficiência

de remoção de turbidez, cor aparente e fósforo, com menores dosagens de cloreto férrico, em

comparação com as regiões de pH mais elevado.

Na faixa de pH aproximadamente entre 4 e 5, verificou-se uma zona de fronteira, na

qual a eficiência da coagulação tornou-se intimamente dependente do valor do pH. Assim, a

depender da dosagem de cloreto férrico empregada, um pequeno decréscimo no pH era capaz

de inviabilizar a coagulação (reestabilização do sistema), provavelmente devido à reversão

das cargas.

Embora de maneira geral a adição de HCl tenha favorecido a remoção dos

constituintes do efluente do RALEx, em termos práticos este procedimento pode não ser

vantajoso, em virtude principalmente do aumento dos custos com produtos químicos e do

maior risco de corrosão das estruturas de concreto da ETE em virtude do pH mais baixo.

Esses aspectos serão mais bem discutidos mais adiante neste texto, no item 5.4.9.


coletado no período da manhã (2ª série)

Os ensaios para obtenção dos diagramas de coagulação-floculação-sedimentação com

amostras do efluente do RALEx coletadas no período matutino foram repetidos em 27 de

março de 2003, com o objetivo principal de verificar se haveria reprodutibilidade nos

resultados obtidos na 1ª série, realizada em 28 de novembro de 2002.

Nessa 2ª série, além de turbidez, fósforo e condutividade16, analisou-se também DQO

(cujos resultados foram descartados nos ensaios da 1ª série) e verificou-se o sinal da carga

(positivo, negativo ou nulo) das partículas após a coagulação, indicado pelo sentido da

velocidade de eletroforese. Esses dados foram obtidos com o uso de um equipamento

Zetameter, da Mastersize Incorporation®, que, embora seja um modelo antigo, de leitura

16 Em virtude da elevada correlação entre cor aparente e turbidez, conforme observado na Tabela 5.4, nesta 2ª série de ensaios não foram feitas análises de cor aparente

122

"manual" e, portanto, demorada (o que impossibilitou a leitura dos valores de potencial Zeta),

permitiu a verificação do sentido da velocidade de eletroforese.

A 2ª série de ensaios de coagulação-floculação-sedimentação para elaboração de

diagramas de coagulação do efluente do RALEx, a exemplo da anterior, foi realizada com o

uso simultâneo de dois equipamentos de coagulação-floculação-sedimentação (jar test). A

realização dos ensaios e as leituras da velocidade de eletroforese imediatamente após a

mistura rápida foram possíveis graças à colaboração dos então doutorandos do PPGSHS-

EESC: Gustavo Silva do Prado e Cristiano Luchesi Niciura.

Nos resultados obtidos na 1ª série de ensaios, a análise de cor aparente provavelmente

sofreu grande interferência do material particulado e coloidal presente no esgoto, por se tratar

de um efluente de reator anaeróbio e, portanto, com concentração de sólidos relativamente

alta. Assim, os resultados de cor aparente tiveram significado “similar” aos obtidos na análise

de turbidez, o que pode ser comprovado pela elevada correlação entre cor aparente e turbidez

nos resultados obtidos na 1ª série –– conforme observado na Tabela 5.4. Por essa razão e em

virtude do maior tempo gasto entre as “bateladas” de ensaios em jar test para efetuar as

leituras de cor aparente (o que implicava em maior degradação da amostra), na 2ª série de

ensaios não foram feitas análises de cor aparente.

Os diagramas de coagulação do efluente do RALEx obtidos na 2ª série de ensaios são

apresentados nas Figuras 5.21 a 5.25, respectivamente para turbidez, DQO, fósforo total,

condutividade e sinal da velocidade de eletroforese.

Conforme se procedeu na série anterior (1ª), para avaliar a relação existente entre os

dados obtidos para turbidez, cor aparente, fósforo total e condutividade, foram calculados os

coeficientes de correlação amostral (r) entre esses parâmetros, conforme apresentado na

Tabela 5.5. Novamente, observa-se existir elevada correlação entre as “variáveis” (duas a

duas), com exceção da condutividade, que novamente apresentou baixa correlação coma s

demais. Do mesmo modo, a correlação elevada entre turbidez, DQO e fósforo total pode ser

verificada pela observação dos formatos das curvas dos respectivos diagramas de coagulação

(ver Figuras 5.21, 5.22 e 5.23).

Embora não se possa calcular a correlação entre os resultados da 1ª série de ensaios e

os da 2ª, por se tratarem de amostras distintas 17, a simples comparação entre os diagramas de

turbidez e fósforo total possibilita algumas considerações. Conforme se observa na Figura

17 Nesse contexto, o sentido da expressão “amostras distintas” é principalmente estatístico (i.e., valores obtidos de “populações” diferentes), além do fato de os resultados terem sido obtidos de amostras de esgoto coletadas em dias diferentes.

123

5.21, de modo geral, nas faixas de pH usuais, o diagrama de coagulação relativo à turbidez

obtido na 2ª série de ensaios com o efluente do RALEx foi muito semelhante ao obtido na 1ª

série, apresentado na Figura 5.17. Como na série anterior, verificou-se uma região de

coagulação relativamente ampla para valores de pH maiores que 5, sendo que a coagulação

ocorreu de modo mais eficiente (menor turbidez residual com o uso de menores dosagens de

coagulante) quando o valor do pH situou-se entre 5 e 6.

Comparando-se os diagramas das Figuras 5.17 e 5.21 com aquele obtido por Johnson e

Amirtharajah (1983), apresentado na Figura 3.10 (pág. 31), verifica-se haver relativa

coincidência entre as regiões de coagulação e alguma semelhança no "formato" da região em

que a coagulação é efetiva, evidenciando-se uma ampla faixa, com valores de pH geralmente

maiores que 5, na qual provavelmente predomina o mecanismo de coagulação por varredura.

É importante salientar que o diagrama de Johnson e Amirtharajah (1983) foi elaborado a

partir de ensaios com água preparada contendo caulinita e que o diagrama indica as regiões

cuja remoção de turbidez foi superior a 50%.

O diagrama de coagulação relativo à DQO, apresentado na Figura 5.22, assemelhou-se

ao formato dos diagramas relativos a turbidez (Figura 5.21) e fósforo (Figura 5.23),

novamente corroborando a existência de elevada correlação entre essas variáveis (ver Tabela

5.5). As eficiências máximas de remoção de DQO, entretanto, raramente superaram 75%,

ainda assim com dosagens elevadas de coagulante, geralmente maiores que 120 mg/l de

FeCl3.6H2O, mesmo para os pontos de melhor ajuste do pH. Essa relativa limitação no que

concerne à eficiência de remoção se deve à ocorrência de grande parcela da DQO na forma

dissolvida, que, portanto, não pode ser removida por coagulação/precipitação com cloreto

férrico.

O diagrama de coagulação relativo à análise de fósforo, a exemplo do de turbidez,

mostrou-se também semelhante ao obtido na 1ª série de ensaios (Figura 5.19), inclusive na

reprodução dos resultados obtidos em pontos “particulares”. Por exemplo, para dosagem de

60 mg de FeCl3.6H2O/l e pH de 5,6, os diagramas das Figuras 5.19 e 5.23 apresentam

eficiências de remoção de fósforo de, respectivamente, 83% e 84%.

124

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400

71 94 80 62 76

75829483

72

37

22

14

13

13

11

11

7

109

81 88 68

49 54 68 78 8523

19 25 36 41 47 54 66

54624033211918

21 11 20 27 45 43

48432920716

46

14

111

140

128136129

135129

17

15

9 6 7

8 8 10

7 916

11 1137 37

22 32

144

66

5 8

57 2

9 6

13 25

21

1818

134

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)



Sem

adição de ácido ou base

0,50 mm

ol/L de NaO

H0,88 m

mol/L de N

aOH

1,6 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l


manhã (2ª série): percentuais de Turbidez remanescente. Coleta: Data-horário: 27/03/03, às 8h. Ensaios: Data-horário: 27/03/03, das 9h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 24,9 ± 0,2ºC; pH: 6,85 ± 0,09; Turbidez: 54,7 ± 12,2 uT; DQO: 132 ± 12 mg/l; fósforo total: 3,38 ± 0,12 mg P/l;Condutividade: 446 ± 13 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 500 s–1; Tm: 30 s; Gf: 40 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

125

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


95 95 91 96

888484779685 8386

5946 76726783 9075

6057574537 55 7560

40 39 43 48 5743 68 69

38 46354039 37 6658

92 5625 33 34 4533 66

122 283229 305131 61

92 263027 3095

9796

97

89

80

89

1823

19

21

4224282727 57

3521242722 52

27322324 46

22 4542


Sem


0,50 mm

ol/L de NaO

H0,88 m

mol/L de N

aOH

1,6 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1 ,5 mm

ol/L de HC

l


manhã (2ª série): percentuais de DQO remanescente. Coleta: Data-horário: 27/03/03, às 8h. Ensaios: Data-horário: 27/03/03, das 9h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 24,9 ± 0,2ºC; pH: 6,85 ± 0,09; Turbidez: 54,7 ± 12,2 uT; DQO: 132 ± 12 mg/l; fósforo total: 3,38 ± 0,12 mg P/l;Condutividade: 446 ± 13 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 500 s–1; Tm: 30 s; Gf: 40 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

126

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


89 92 94 99

898993949382 8893

4931 75687289 88

5449511916 46 7667

11 12 28 36 3827 66 71

19 24201812 13 5749

79 449 16 19 2314 57

339 4610118 1480

79

13128 1381

8181

84

82

74

92

1467712 38

74697 28

5475 19

7 45 121035


Sem


0,50 mm

ol/L de NaO

H0,88 m

mol/L de N

aOH

1,6 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l


manhã (2ª série): percentuais de Fósforo total remanescente. Coleta: Data-horário: 27/03/03, às 8h. Ensaios: Data-horário: 27/03/03, das 9h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 24,9 ± 0,2ºC; pH: 6,85 ± 0,09; Turbidez: 54,7 ± 12,2 uT; DQO: 132 ± 12 mg/l; fósforo total: 3,38 ± 0,12 mg P/l;Condutividade: 446 ± 13 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 500 s–1; Tm: 30 s; Gf: 40 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

127

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


515 483 450 495

547525492452485519 974596

493526 563534503458 937609

581542508500533 465 939622

541 507 516 550 597475 635 915

561 614557522518 482 931654

584 694524 532 567 626492 869

654 573541531 497

710 586541541 504689641 903

763810

879694

850 581

572 745657598560519 891

791682615575540 918

816697634600 926

659 845717 964992857737


Sem


0,50 mm

ol/L de NaO

H0,88 m

mol/L de N

aOH

1,6 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1 ,5 mm

ol/L de HC

l


manhã (2ª série): Condutividade (µS/cm a 25ºC). Coleta: Data-horário: 27/03/03, às 8h. Ensaios: Data-horário: 27/03/03, das 9h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 24,9 ± 0,2ºC; pH: 6,85 ± 0,09; Turbidez: 54,7 ± 12,2 uT; DQO: 132 ± 12 mg/l; fósforo total: 3,38 ± 0,12 mg P/l;Condutividade: 446 ± 13 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 500 s–1; Tm: 30 s; Gf: 40 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

128

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


_ _++

++

+

_

_

_ __

_ _ _ _ _

__ _ _ __

_____

_ _____

______

_ _ _ _ _

___

0

0

_

_

_

__ _

__

__

_ _

__

+++

+++

__

_

__ _

___ _0

++

+ ++

+

_

__

_

_

CURVA DOS PONTOS ISOELÉTRICOS: MOBILIDADE ELETROFORÉTICA NULA

REGIÃO DE MOBILIDADE ELETROFORÉTICA NEGATIVA

REGIÃO DE MOBILIDADE ELETROFORÉTICA POSITIVA



manhã (2ª série): sinal da velocidade de eletroforese em função do pH de coagulação e da dosagem de cloreto férrico. Coleta: Data-horário: 27/03/03, às 8h. Ensaios: Data-horário: 27/03/03, das 9h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 24,9 ± 0,2ºC; pH: 6,85 ± 0,09; Turbidez: 54,7 ± 12,2 uT; DQO: 132 ± 12 mg/l; fósforo total: 3,38 ± 0,12 mg P/l;Condutividade: 446 ± 13 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 500 s–1; Tm: 30 s; Gf: 40 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

129

Tabela 5.5 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-floculação-sedimentação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente do RALEx – manhã (2ª série)

Con

dutiv

idad

e -

Turb

idez

Con

dutiv

idad

e -

DQ

O

Con

dutiv

idad

e -

fósf

oro

tota

l

Turb

idez

- D

QO

Turb

idez

-

fósf

oro

tota

l

DQ

O -

fósf

oro

tota

l

r 0,0962 0,0741 -0,0061 0,9378 0,8873 0,9599

A amostra do efluente do RALEx coletada para realização da 2ª série de ensaios

apresentou valores máximos de turbidez e DQO de, respectivamente, 80,5 NTU e 145 mg/l

nos primeiros ensaios, valores estes pouco superiores aos observados na amostra utilizada na

1ª série de ensaios (respectivamente 68,2 NTU e 110 mg/l). Nos últimos ensaios de ambas as

séries, entretanto, os valores de turbidez (42,4 NTU na 1ª série e 41,8 NTU na 2ª série de

ensaios) e DQO (88 mg/l na 1ª e 110 mg/l na 2ª série) foram bastante próximos. As

concentrações médias de fósforo nas amostras brutas foram próximas em ambas as séries,

iguais, respectivamente, a 3,58 ± 0,20 mg P/l e 3,38 ± 0,20 mg P/l18. Assim, conclui-se que as

amostras de efluente analisadas apresentaram composição bastante semelhante, em termos das

características físico-químicas avaliadas, o que em certa medida justifica a reprodutibilidade

observada nos diagramas de coagulação e ratifica a eficácia da estratégia adotada na coleta de

amostras do efluente do RALEx.

Na Figura 5.24, é apresentado o diagrama dos valores de condutividade da 2ª série de

ensaios. Nesse diagrama, a exemplo do que se observou no da 1ª série de ensaios, verifica-se

o aumento dos valores de condutividade em quaisquer direções a partir do ponto "original" da

amostra bruta (dosagem de coagulante nula e pH: 6,88).

Na Figura 5.25, apresenta-se o diagrama de coagulação do efluente do RALEx relativo

à velocidade de eletroforese. Esse diagrama permite verificar as regiões nas quais as

partículas apresentam cargas resultantes, após a adição de cloreto férrico, positivas, negativas

ou nulas.

A sobreposição dos diagramas de coagulação relativos a turbidez, DQO e fósforo com

o diagrama relativo ao sentido da velocidade de eletroforese permite verificar que a "curva

dos pontos isoelétricos", indicada na Figura 5.25, coincide aproximadamente com a parte

central da faixa de pH na qual a coagulação se mostra mais eficiente com aplicação de

menores dosagens de coagulante, provavelmente no mecanismo de adsorção e neutralização

130

de cargas. Além disso, verifica-se que ocorre reestabilização do sistema em uma faixa situada

um pouco à esquerda da linha dos pontos isoelétricos, quando as partículas, após a

coagulação, adquirem carga resultante positiva.

Observando-se novamente os diagramas de coagulação do efluente do RALEx de

ambas as série de ensaios, verifica-se que a faixa em ocorre a reestabilização do sistema situa-

se em valores de pH entre 4 e 5, na qual provavelmente ocorre a reversão das cargas das

partículas (ver Figuras 5.17, 5.18, 5.19, 5.21, 5.22 e 5.23). No diagrama de Johnson e

Amirtharajah (1983) (Figura 3.10, pág. 31), esta região é indicada como “zona de

reestabilização”, cuja localização no diagrama depende da área superficial dos colóides

presentes na água.

De modo geral, os diagramas obtidos tanto na 1ª quanto na 2ª série de ensaios foram

semelhantes, principalmente pela existência comum de uma região de maior eficiência de

remoção de contaminantes com menores dosagens de coagulante, região esta localizada

aproximadamente na faixa de valores de pH entre 5 e 7. Nesses ensaios, para valores de pH

maiores que 7, as eficiências de remoção de turbidez, cor aparente (apenas na 1ª série), DQO

(apenas na 2ª série) e fósforo, considerando-se as mesmas dosagens de coagulante, geralmente

se apresentaram menores que as obtidas na faixa entre 5 e 7.


coletado no período da tarde

Após o término das duas primeiras séries de ensaios de sedimentação referentes ao

período da manhã, foram realizados os ensaios destinados à obtenção dos diagramas de

coagulação referentes ao período da tarde (amostra menos diluída), cujo principal objetivo era

avaliar o comportamento da coagulação no efluente do RALEx, em comparação com o

período da manhã, quando seus valores de turbidez, DQO e fósforo eram os mais elevados no

decorrer do dia (ver perfil 24 horas, no item 5.2), aproximadamente o dobro daqueles

observados nos efluentes coletados no período matutino.

Da Figura 5.26 à Figura 5.29 são apresentados os diagramas obtidos nesta 3ª série de

ensaios. De acordo com os diagramas apresentados nas Figuras 5.26, 5.27 e 5.28, que

caracterizam, respectivamente, a remoção de turbidez, DQO e fósforo, a faixa na qual a

18 Média ± Desvio padrão.

131

coagulação do efluente coletado à tarde ocorreu com menores dosagens de coagulante situou-

se geralmente entre pH 5 e 6. Na Tabela 5.6, são apresentados os valores calculados para os

coeficientes de correlação amostral (r) entre as “variáveis”: turbidez, DQO, fósforo total e

condutividade. Do mesmo modo como nos diagramas da manhã, houve grande correlação

entre os valores obtidos de turbidez, DQO e fósforo. Novamente, esta “similaridade”

estatística também pôde ser observada na semelhança no formato das curvas e coincidência

das regiões de coagulação observadas nos diagramas referentes a turbidez, DQO e fósforo

total.

De modo geral, a fronteira que divide as regiões de reestabilização e de coagulação

efetiva, em relação aos ensaios realizados no período da manhã, foi levemente deslocada para

a direita, situando-se, desta vez, mais próxima à região de pH igual a 5. Além disso,

comparando-se os diagramas obtidos no ensaio com o efluente coletado à tarde com os

obtidos com a coagulação do efluente coletado pela manhã, verifica-se que nos primeiros a

coagulação foi eficiente em uma região um pouco mais restrita que nos últimos, embora o

formato geral das curvas seja semelhante.

De acordo com o que se observa na Figura 5.28, para obtenção das mesmas eficiências

de remoção de fósforo são necessárias dosagens de coagulante um pouco maiores que as

observadas no período da manhã. Isto pode ser comprovado, “sobrepondo-se” os diagramas

das Figuras 5.19, 5.23 e 5.28, pelo deslocamento das curvas de remoção relativas ao período

da tarde em comparação com as da manhã.

As curvas de condutividade (Figura 5.29) apresentaram, em geral, forma semelhante a

das obtidas para os ensaios com efluente da manhã, sendo que, como o efluente mais

concentrado (coletado à tarde) apresentava maiores valores de alcalinidade, o que implicava

na adição de maiores quantidades de ácido ou álcali para ajuste do pH, e condutividade

iniciais mais elevadas, as linhas de condutividade dos diagramas referentes à amostra coletada

à tarde apresentaram valores mais elevados do que as das coletadas pela manhã, para mesmas

regiões do diagrama.

Outra diferença observada entre os diagramas da manhã e os da tarde ocorre na região

cujo pH é maior que 9: enquanto as linhas de remoção tendem a se prolongar à direita nos

ensaios da manhã, indicando ocorrer coagulação naquele trecho, nos ensaios da tarde esta

região não se mostrou adequada à coagulação.

132


Sem


0,75 mm

ol/L de NaO

H

1,6 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol /L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

1,3 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,8 mm

ol/L de HC

l

2,0 mm

ol/L de HC

l

89

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


100 83

94 79 86 87 85 96

78

88

86 82 71 81 83 61 70 80

13 13 52 43 70 67 42 57 60

10 4 10 2748 39 32 46 45

96 4 6 6 23 28 27 37 37

9 8 12 15 22 36 37

131 88 15 7 13 2317 40 41

7 3 5 7112 114 7

94 4 2 5 7 29 403

136 4 4 2 18 45

123 2 2 3 10 51

3 2 6 524 3 41

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400


Tarde: percentuais de Turbidez remanescente. Coleta: Data-horário: 22/05/03, às 13h20min. Ensaios: Data-horário: 22/05/03, das 14h30min às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,5 ± 0,5ºC; pH: 6,83 ± 0,08; Turbidez: 127 ± 17,4 uT; DQO: 278 ± 6 mg/l; fósforo total: 5,47 ± 0,08 mg P/l;Condutividade: 517 ± 3 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 15 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

133


Sem


0,75 mm

ol/L de NaO

H

1,6 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol /L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

1,3 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,8 mm

ol/L de HC

l

2,0 mm

ol/L de HC

l

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


9188 90

9389919088 9189

80868786818684 9077

66757762673334 8171

605749332532 7363

98 514843312525 6657

564436352828 66

7192 46302530

282724266141 65

248890

93

90

8221

4527222421 66

40242327 66

33232417 71

242117 652019 61

60

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400


Tarde: percentuais de DQO remanescente. Coleta: Data-horário: 22/05/03, às 13h20min. Ensaios: Data-horário: 22/05/03, das 14h30min às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,5 ± 0,5ºC; pH: 6,83 ± 0,08; Turbidez: 127 ± 17,4 uT; DQO: 278 ± 6 mg/l; fósforo total: 5,47 ± 0,08 mg P/l;Condutividade: 517 ± 3 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 15 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

134


Sem


0,75 mm

ol/L de NaO

H

1,6 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

1,3 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,8 mm

ol/L de HC

l

2,0 mm

ol/L de HC

l

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


969090

9895989087 9094

859210087889382 8985

61859575733724 8173

4160775518814 6958

94 3041361287 6144

372415131410 58

7287 2569113614 55

85788284 8

82

88

82

88 6 6 7 18 49

53

58

9557

6555

555 5756 43

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400


Tarde: percentuais de Fósforo total remanescente. Coleta: Data-horário: 22/05/03, às 13h20min. Ensaios: Data-horário: 22/05/03, das 14h30min às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,5 ± 0,5ºC; pH: 6,83 ± 0,08; Turbidez: 127 ± 17,4 uT; DQO: 278 ± 6 mg/l; fósforo total: 5,47 ± 0,08 mg P/l;Condutividade: 517 ± 3 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 15 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

135


Sem


0,75 mm

ol/L de NaO

H

1,6 mm

ol/L de NaO

H

3,1 mm

ol /L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

1,3 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,8 mm

ol/L de HC

l

2,0 mm

ol/L de HC

l

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


549568 522

622583524550571 1139670

640589529557678590612 1113685

648595534566583605620 1119699

617599541568588615628 1094717

593 667609548577596624 1130739

758671617573584605 1132

613656701 564592616779685 1125

627570601627609725787

744

855

654628

622

693782

760

673

603

616 683 641 707

723

735

659

892873

862

845

820 1131

1131

1131

11181140

10

20

40

60

80

100

120140150160180200220250

300

350400


Tarde: Condutividade (µS/cm a 25ºC). Coleta: Data-horário: 22/05/03, às 13h20min. Ensaios: Data-horário: 22/05/03, das 14h30min às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,5 ± 0,5ºC; pH: 6,83 ± 0,08; Turbidez: 127 ± 17,4 uT; DQO: 278 ± 6 mg/l; fósforo total: 5,47 ± 0,08 mg P/l;Condutividade: 517 ± 3 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 15 s–1; Tf: 15 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

136

Tabela 5.6 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-floculação-sedimentação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente do RALEx – Tarde

Con

dutiv

idad

e -

Turb

idez

Con

dutiv

idad

e -

DQ

O

Con

dutiv

idad

e -

fósf

oro

tota

l

Turb

idez

- D

QO

Turb

idez

-

fósf

oro

tota

l

DQ

O -

fósf

oro

tota

l

r 0,0590 0,1463 0,0518 0,9503 0,9256 0,9733

À semelhança do que se observou nos ensaios com o efluente coletado pela manhã,

também no efluente coletado à tarde a coagulação foi mais eficiente quando o pH do esgoto

foi ajustado com ácido até certo limite, a partir do qual havia reestabilização por reversão de

cargas. Por exemplo, comparando-se os resultados obtidos com apenas com adição de cloreto

férrico, sem correção do pH, para dosagem de 100 mg/l de FeCl3.6H2O, obtiveram-se

eficiências de remoção de turbidez, DQO e fósforo de, respectivamente, 77%, 47% e 64%,

enquanto com adição de ácido (HCl) para ajuste do pH, mesmo com dosagem de coagulante

bem menor, de 60 mg/l de FeCl3.6H2O, obtiveram-se eficiências de remoção ainda mais

elevadas, iguais a 87%, 66% e 76%, respectivamente, para turbidez, DQO e fósforo. A

decisão quanto à aplicabilidade do ajuste do pH (com adição de um ácido forte) na coagulação

do efluente do RALex, entretanto, depende de outros fatores além da redução na dosagem de

cloreto férrico, os quais são discutidos no item 5.4.9.

A adição de NaOH foi desvantajosa em todos os ensaios de coagulação com o efluente

do reator anaeróbio de leito expandido relativos à sedimentação (e também de flotação, como

se comprovará adiante), tanto para amostras do efluente do reator anaeróbio coletadas no

período matutino quanto no vespertino.

5.4.5 Ensaios complementares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do

RALEx

5.4.5.1 Ajuste dos parâmetros de mistura rápida (Gm e Tm)

Os ensaios para ajuste dos parâmetros de mistura rápida foram realizados no intuito de

determinar os valores de Gm e Tm mais adequados para a coagulação do efluente do RALEx

para serem utilizados nos ensaios seguintes, destinados à correção dos parâmetros de

137

floculação e curvas de sedimentação. Esses ensaios foram efetuados apenas com amostras do

efluente do RALEx coletadas no período da manhã.

Dos resultados obtidos nesses ensaios, os valores de gradiente médio de mistura rápida

e tempo de mistura rápida que forneceram maior eficiência de remoção de turbidez, DQO e

fósforo foram, respectivamente, Gm: 350 s-1 e Tm: 10 s. Os dados obtidos nesses ensaios

estão reunidos no “Anexo B”.

5.4.5.2 Ajuste dos parâmetros de floculação (Gf e Tf)

Os ensaios destinados ao ajuste dos parâmetros de floculação foram realizados com a

intenção de obter os valores mais adequados do gradiente médio de floculação e do tempo de

floculação, utilizando-se o efluente do RALEx coletado no período matutino. Nessa etapa,

foram realizadas 6 séries de ensaios (6 valores de Gf testados), nas quais se verificava a

eficiência da coagulação/precipitação para 12 diferentes tempos de floculação.

Os valores mais adequados do gradiente médio de floculação e do tempo de

floculação, utilizados posteriormente nos ensaios relativos às curvas de sedimentação, foram

Gf: 40 s-1; Tf: 15 min. Os resultados desses ensaios estão no “Anexo B”.

5.4.5.3 Curvas de sedimentação

Após os ensaios de ajuste dos parâmetros de mistura rápida e floculação, de posse dos

valores mais adequados de Gm, Tm, Gf e Tf, foram realizados três ensaios de coagulação-

floculação-sedimentação, com diferentes dosagens de coagulante e pH e acompanhados os

valores remanescentes de turbidez, DQO e fósforo para cinco tempos de sedimentação

(equivalentes a velocidades de sedimentação: 4,2 cm/min; 3,2 cm/min; 2,3 cm/min; 1,4

cm/min e 0,5 cm/min).

A escolha da dosagem mais adequada não foi evidente para os resultados obtidos nos

diagramas de coagulação, de sorte que foram selecionadas arbitrariamente três dosagens

consideradas adequadas, com diferentes dosagens de coagulante (DC) e pH de coagulação,

para estudo da influência da velocidade de sedimentação nos valores remanescentes dos

parâmetros investigados. As dosagens e valores de pH escolhidos foram: DC: 100 mg/l e

pHcoag.: 6,4 (sem adição de ácido); DC: 80 mg/l e pHcoag.: 5,3 (adição de 3,5 ml de HCl -

138

3,7%); e DC: 60 mg/l e pHcoag.: 5,5 (adição de 3,5 ml de solução de HCl 3,7% (m/v)). Os

resultados desses ensaios estão reunidos no “Anexo B”.

Nas Figuras 5.30, 5.31 e 5.32 são apresentadas as curvas de sedimentação obtidas,

respectivamente, para turbidez, DQO e fósforo. De acordo com o observado nessas figuras, a

dosagem mais elevada de coagulante (100 mg/l de FeCl3.H2O), embora não tivesse o pH

devidamente ajustado, forneceu maior remoção de turbidez, DQO e fósforo em velocidades

de sedimentação mais altas, enquanto as doses menores (60 e 80 mg/l de FeCl3.H2O), que

tinham pH ajustados na região de melhor coagulação (ver diagramas da 1ª e da 2ª séries de

ensaios) apresentaram maior remoção dos parâmetros estudados em velocidades de

sedimentação menores.

Considerando-se que a velocidade de sedimentação utilizada nos ensaios para

elaboração dos diagramas de coagulação foi de 1,4 cm/min, verifica-se que os diagramas

foram elaborados "simulando" uma unidade de sedimentação com taxa de aplicação

superficial relativamente baixa, de cerca de 20 m3/m2.d. Este procedimento, entretanto, se

mostrou adequado quando foram comparados os diagramas de sedimentação com os de

flotação, conforme se verificará mais adiante.

05

1015202530354045

0 1 2 3 4 5

Vs (cm/min)

Turb

idez

Rem

anes

cent

e (u

T) DC: 100 mg/L; pH: 6,44DC: 80 mg/L; pH: 5,29DC: 60 mg/L; pH: 5,47

Figura 5.30 - Curva de sedimentação para ensaios de coagulação-floculação-sedimentação

com efluente do RALEx – Turbidez remanescente OBS: Turbidez inicial: 75 NTU; Legenda: dosagem de cloreto férrico, em mg FeCl3.6H2O/L

(DC); pH de coagulação.

139

0

20

40

60

80

100

120

0 1 2 3 4 5

Vs (cm/min)

DQO

rem

anes

cent

e (m

g/L) DC: 100 mg/L; pH: 6,44

DC: 80 mg/L; pH: 5,29DC: 60 mg/L; pH: 5,47


com efluente do RALEx –DQO remanescente OBS: DQO inicial: 157 mg/L; Legenda: dosagem de cloreto férrico, em mg FeCl3.6H2O/L (DC); pH de coagulação.

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

0 1 2 3 4 5

Vs (cm/min)

Fósf

oro

rem

anes

cent

e(m

g P/

L)

DC: 100 mg/L; pH: 6,44DC: 80 mg/L; pH: 5,29DC: 60 mg/L; pH: 5,47


com efluente do RALEx – Fósforo total remanescente Concentração inicial de fósforo: 3,30 mg P/l; Legenda: dosagem de cloreto férrico, em mg

FeCl3.6H2O/L (DC); pH de coagulação.

5.4.6 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx

Antes dos ensaios de coagulação-floculação-flotação destinados à construção dos

diagramas de coagulação foram realizados alguns testes preliminares para determinar os

parâmetros de floculação (Gf e Tf) e a razão de recirculação mais adequados para execução da

etapa subseqüente. Em virtude de a etapa de mistura rápida ser realizada em reator separado

(jar test), os valores dos parâmetros de mistura rápida (Gm e Tm) não foram investigados,

mas adotados a partir dos valores que forneceram boas resultados nos ensaios de

140

sedimentação. Foram utilizados os seguintes valores: Gm: 800 s-1 e Tm: 5 s. Os resultados

obtidos nesses ensaios estão reunidos no “Anexo B”.

Desses ensaios, resultaram mais adequados os seguintes valores: Gf: 100 s-1; Tf: 10

min; e R: 16%, os quais foram utilizados nos ensaios subseqüentes, para construção dos

diagramas de coagulação a partir de ensaios de coagulação-floculação-flotação, com amostras

do efluente do RALEx coletadas pela manhã (mais diluída) e à tarde (menos diluída).

5.4.7 Diagramas de coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx coletado

no período da manhã

Após os testes preliminares, foram realizados os ensaios de coagulação-floculação-

flotação destinados a construir os diagramas de coagulação referentes à amostra do efluente

do RALEx coletada no período matutino. Foram elaborados diagramas de coagulação para

duas velocidades de flotação: 10 cm/min e 20 cm/min, equivalentes a taxas de aplicação

superficial de, respectivamente, 144 m3/m2.dia e 288 m3/m2.dia, conforme se apresenta a

seguir. Os resultados obtidos nesses ensaios estão agrupados no “Anexo B”.

Nas Figuras 5.33, 5.34 e 5.35 são apresentados os diagramas de coagulação obtidos

para velocidade de flotação (Vf) igual a 20 cm/min, respectivamente para turbidez, DQO e

fósforo. Os diagramas de coagulação para Vf: 10 cm/min, relacionados aos mesmos

parâmetros citados, respectivamente, são mostrados nas Figuras 5.36, 5.37 e 5.38. O diagrama

relativo à condutividade é apresentado na Figura 5.39.

Na Tabela 5.7 são apresentados os valores dos coeficientes de correlação (r) entre os

resultados obtidos nas análises de condutividade, turbidez, DQO e fósforo total, para

velocidades de flotação de 10 cm/min e 20 cm/min. De modo semelhante ao observado nos

diagramas de coagulação dos ensaios de coagulação-floculação-sedimentação, também houve

elevada correlação entre os valores obtidos de turbidez, DQO e fósforo, o que também pode

ser observado “qualitativamente” pela comparação entre os diagramas. Por exemplo, a

“sobreposição” dos diagramas das Figuras 5.33, 5.34 e 5.35, ou, facultativamente, das Figuras

5.36, 5.37 e 5.38, indica que tanto para Vf: 20 cm/min quanto para Vf: 10 cm/min, as regiões

dos diagramas nas quais a coagulação foi bem sucedida para turbidez, DQO e fósforo foram

aproximadamente coincidentes, efeito semelhante ao que havia sido observado nos diagramas

obtidos com os ensaios de sedimentação.

141

Comparando-se os diagramas de coagulação das Figuras 5.33 e 5.34, relativos a Vf: 20

cm/min com, respectivamente, os das Figuras 5.35, 5.36, 5.37 e 5.38, relativos a Vf: 10

cm/min, verifica-se também haver coincidência entre as regiões de coagulação, indicando que

as regiões de coagulação obtidas não foram muito dependentes da velocidade de flotação,

considerando-se os valores de velocidade estudados.

Comparando-se desta vez os diagramas de coagulação das Figuras 5.33, 5.34, 5.35,

5.36, 5.37 e 5.38, obtidos em ensaios de flotação, com seus respectivos "diagramas

equivalentes" obtidos na sedimentação (Figuras 5.21, 5.22 e 5.23), verifica-se, tanto pelo

formato quanto pelos valores indicados nas linhas de valores remanescentes, que a flotação

foi geralmente mais eficiente na remoção de turbidez, DQO e fósforo do que a sedimentação,

considerando-se as regiões delimitadas pelas linhas de percentual remanescente.

As eficiências de remoção de turbidez, DQO e fósforo nos ensaios de flotação foram

consideravelmente mais elevadas que as observadas nos ensaios de sedimentação

principalmente na região compreendida entre pH 5,0 e 6,0. Nessa faixa de pH, para dosagens

a partir de 60 mg/l de FeCl3.6H2O, as eficiências de remoção de turbidez, DQO e fósforo

foram geralmente maiores que 95%, 80% e 90%, respectivamente. Contudo, com o ajuste

adequado do pH (adição de HCl), foram obtidas eficiências ainda mais elevadas. Por

exemplo, para Vf: 10 cm/min, dosagem de coagulante de 60 mg/l de FeCl3.6H2O e pH de 5,5,

obtiveram-se eficiências de remoção de 99% para turbidez, 89% para DQO e 98% para

fósforo. A avaliação quanto à viabilidade técnica e econômica do ajuste do pH, entretanto,

será discutida posteriormente, no item 5.4.9.

142

10

20

40

60

80

100

120140150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


11 5

3010 43

27 48 694

45

41 2 7 51 53 42 47

2 1 13 37 39

58 2 4 18 35 53

10

1 5

184 1 15 57

94 71 1 4

13

89 4 34

108 1 13

24

1

76


Sem adição de ácido ou base

0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H

3,8 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l

Figura 5.33 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Manhã

(Vf: 20 cm/min): percentuais de Turbidez remanescente. Coleta: Data-horário: 12/08/03, às 7h50min. Ensaios: Data-horário: 12/08/03, das 8h50min às 17h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 19,0 ± 0,0ºC; pH: 6,99 ± 0,03; Turbidez: 69 ± 9,8 uT; DQO: 149 ± 7 mg/l; fósforo total: 3,17 ± 0,04 mg P/l;Condutividade: 411 ± 9 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

143

10

20

40

60

80

100

120140150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


30

45

16

63

43

301456

59 7 43

37

19124665

59 811

38 57

36

535130

238

40 15 26

8 18 35 54 52

54 506761171336

2418

49 74

4614

17 14



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H

3,8 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 20 cm/min): percentuais de DQO remanescente. Coleta: Data-horário: 12/08/03, às 7h50min. Ensaios: Data-horário: 12/08/03, das 8h50min às 17h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 19,0 ± 0,0ºC; pH: 6,99 ± 0,03; Turbidez: 69 ± 9,8 uT; DQO: 149 ± 7 mg/l; fósforo total: 3,17 ± 0,04 mg P/l;Condutividade: 411 ± 9 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

144

10

20

40

60

80

100

120140150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


30

45

2

83

57

6280

83 5 28

50

324186

84 2 121

59

54

6637

62

70 2 5 22

49591623

54

47

3 12 79 80 58 66

90856

7629

46 34



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H

3,8 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 20 cm/min): percentuais de Fósforo total remanescente. Coleta: Data-horário: 12/08/03, às 7h50min. Ensaios: Data-horário: 12/08/03, das 8h50min às 17h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 19,0 ± 0,0ºC; pH: 6,99 ± 0,03; Turbidez: 69 ± 9,8 uT; DQO: 149 ± 7 mg/l; fósforo total: 3,17 ± 0,04 mg P/l;Condutividade: 411 ± 9 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

145

10

20

40

60

80

100

120140150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


30

45

10 3

9 33

253

36 64

136 5 46 45 33 36

10

37

3234111

165

71

89

98

103

80

1

2

28173

11

5

14 45

12

23

91

41

3

1

60

23



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H

3,8 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 10 cm/min): percentuais de Turbidez remanescente. Coleta: Data-horário: 12/08/03, às 7h50min. Ensaios: Data-horário: 12/08/03, das 8h50min às 17h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 19,0 ± 0,0ºC; pH: 6,99 ± 0,03; Turbidez: 69 ± 9,8 uT; DQO: 149 ± 7 mg/l; fósforo total: 3,17 ± 0,04 mg P/l;Condutividade: 411 ± 9 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

146

10

20

40

60

80

100

120140150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


30

45

12 11

12

22

27 11

1661 66

44

23 53 53 44 55

9 52443413

38 4337169

34

45

7 30

117 31 5351

58 43 5 17

33

47

57

35

256

8

7

52

53



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H

3,8 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 10 cm/min): percentuais de DQO remanescente. Coleta: Data-horário: 12/08/03, às 7h50min. Ensaios: Data-horário: 12/08/03, das 8h50min às 17h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 19,0 ± 0,0ºC; pH: 6,99 ± 0,03; Turbidez: 69 ± 9,8 uT; DQO: 149 ± 7 mg/l; fósforo total: 3,17 ± 0,04 mg P/l;Condutividade: 411 ± 9 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

147

10

20

40

60

80

100

120140150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


30

45

80

2

73

57

41

81 5 19

50

347085

79 6 11 55

55

5832

56

234259

52 2

2 2 14 55 41

7251737510

475

83 89

7428

42 34

3



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H

3,8 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 10 cm/min): percentuais de Fósforo total remanescente. Coleta: Data-horário: 12/08/03, às 7h50min. Ensaios: Data-horário: 12/08/03, das 8h50min às 17h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 19,0 ± 0,0ºC; pH: 6,99 ± 0,03; Turbidez: 69 ± 9,8 uT; DQO: 149 ± 7 mg/l; fósforo total: 3,17 ± 0,04 mg P/l;Condutividade: 411 ± 9 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

148

10

20

40

60

80

100

120140150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


30

45

705

1435

667 682 802

1539

782540592

749 504 503 637

1670

704631491

489641

535

464

486 454

537

530 598 680

1803

585524449479511

677

621

595

908 564

479

496

500 472 442 514 560 651

436464



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H

3,8 mm

ol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 20 cm/min): Condutividade (µS/cm a 25ºC). Coleta: Data-horário: 12/08/03, às 7h50min. Ensaios: Data-horário: 12/08/03, das 8h50min às 17h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 19,0 ± 0,0ºC; pH: 6,99 ± 0,03; Turbidez: 69 ± 9,8 uT; DQO: 149 ± 7 mg/l; fósforo total: 3,17 ± 0,04 mg P/l;Condutividade: 411 ± 9 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

149

Tabela 5.7 – Coeficientes de correlação amostral entre diferentes parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-floculação-flotação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente do RALEx coletado no período da manhã, para

Coeficiente de correlação - r

(velocidade de flotação - Vf)

↓ Con

dutiv

idad

e -

Turb

idez

Con

dutiv

idad

e -

DQ

O

Con

dutiv

idad

e -

fósf

oro

tota

l

Turb

idez

- D

QO

Turb

idez

-

fósf

oro

tota

l

DQ

O -

fósf

oro

tota

l

r (20 cm/min) 0,0418 0,1573 0,2336 0,8684 0,8685 0,8773 r (10 cm/min) 0,0236 0,1675 0,2225 0,7941 0,8491 0,8679

Ainda da comparação com os ensaios de coagulação-floculação-sedimentação,

verifica-se que nos ensaios de coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx a

fronteira que delimita a região de reestabilização, a exemplo do verificado na 1ª e 2ª séries de

ensaios (itens 5.4.2 e 5.4.3), situou-se em pH aproximadamente igual a 4,0 e dosagens de

coagulante maiores que 100 mg/l de FeCl3.6H2O. De modo semelhante, do lado direito dos

diagramas, as curvas de percentual remanescente de turbidez, DQO e fósforo também

apresentam tendência ascendente (quanto mais alto o pH, maior deve ser a dosagem de

coagulante para obter a mesma eficiência), o que reforça a idéia de que, para o efluente do

RALEx, o aumento do pH é prejudicial à coagulação com aplicação de cloreto férrico.

Em relação aos procedimentos de ensaios adotados, de modo geral, as amostras do

efluente coletadas nas 1ª e 2ª séries de ensaios (itens 5.4.2 e 5.4.3) apresentavam valores de

turbidez, DQO e fósforo, próximos aos observados na amostra utilizada nestes ensaios. Além

disso, o diagrama de condutividade, apresentado na Figura 5.39 mostrou-se bastante

semelhante àqueles apresentados nas Figuras 5.20 e 5.24. Tais semelhanças nas características

de efluentes coletados em dias distintos ratificam a exeqüibilidade da comparação entre os

resultados obtidos.

A exemplo do que se verificou nos diagramas obtidos a partir de ensaios de

sedimentação, também nos diagramas de coagulação relativos à flotação, a escolha da

dosagem de coagulante "ótima" não é trivial. Por exemplo, a adição de certa quantidade de

ácido ao efluente do reator fez com que a remoção de turbidez, DQO e fósforo fosse mais

eficiente com a utilização de dosagens mais baixas de cloreto férrico; entretanto, em uma ETE

real, o ajuste da dosagem de coagulante e do pH será condicionado a diversos fatores, como

produção de lodo, custo do coagulante e dos demais produtos químicos, possibilidade de

corrosão das instalações, qualidade exigida para o efluente final, dentre outros fatores. Esses

aspectos são discutidos em detalhes no item 5.4.9.

150

5.4.8 Diagramas de coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx coletado

no período da tarde

Os ensaios realizados com amostra do efluente do RALEx coletada à tarde tinham

como motivação principal verificar as modificações provocadas nos diagramas de coagulação,

pela utilização de um efluente menos diluído, em comparação com os resultados obtidos nos

ensaios com o efluente coletado pela manhã (mais diluído).

Nas Figuras 5.40, 5.41 e 5.42 são apresentados os diagramas de coagulação obtidos

para velocidade de flotação (Vf) igual a 20 cm/min, respectivamente para turbidez, DQO e

fósforo. Os diagramas de coagulação mostrados nas Figuras 5.43, 5.44 e 5.45, relacionados,

respectivamente, aos mesmos parâmetros citados anteriormente, são referentes aos resultados

obtidos para Vf: 10 cm/min. O diagrama relativo à condutividade é apresentado na Figura

5.46.

Os diagramas de coagulação referentes aos ensaios com a amostra do efluente do

RALEx coletada à tarde se mostraram semelhantes aos obtidos no ensaio com o efluente da

manhã. Entretanto, a exemplo do que se havia verificado na comparação entre os diagramas

de coagulação relativos à sedimentação para os períodos da manhã e da tarde, também nos

ensaios de flotação a coagulação do efluente do RALEx coletado à tarde foi efetiva em uma

região mais estreita que a apresentada nos diagrama referentes ao efluente da manhã, para

turbidez, DQO e fósforo.

Em comparação com os diagramas obtidos nos ensaios de coagulação-floculação-

sedimentação com efluente coletado à tarde (ver item 5.4.4), os diagramas obtidos nos ensaios

de coagulação-floculação-flotação com efluente também coletado à tarde demonstraram que,

em geral, a flotação novamente possibilitou eficiências de remoção de turbidez, DBO e

fósforo bem mais elevadas do que as obtidas com a sedimentação, para mesmos valores de pH

e dosagem de coagulante. Por exemplo, nos ensaios de flotação, para Vf: 10 cm/min, dosagem

de coagulante igual a 60 mg/l de FeCl3.6H2O e pH de aproximadamente 5,2 (ver ponto nas

Figuras 5.43, 5.44 e 5.45), as eficiências de remoção de turbidez, DQO e fósforo foram de,

respectivamente, 96%, 71% e 83%. Nos ensaios de sedimentação, por sua vez, para Vs: 1,4

cm/min e condições de dosagem de coagulante de 60 mg/l de FeCl3.6H2O e pH: 5,3, as

eficiências de remoção foram: 87% para turbidez, 66% para DQO e 76% para fósforo (ver

Figuras 5.26, 5.27 e 5.28).

151

10

20

40

60

80

100

120

150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


30

45

10 104

87

2551100

117 2 2

86152179

101 1 1 3 42

36

10586578019113

155

12 6 58

26 59 60 94

919874

246 71 81 105

6



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H3,8 m

mol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaOH

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l

Figura 5.40 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do efluente do RALEx – Tarde

(Vf: 20 cm/min): percentuais de Turbidez remanescente. Coleta: Data-horário: 19/08/03, às 12h10min. Ensaios: Data-horário: 19/08/03, das 13h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 22,4 ± 0,2ºC; pH: 6,92 ± 0,05; Turbidez: 112 ± 9,7 uT; DQO: 272 ± 7 mg/l; fósforo total: 5,05 ± 0,15 mg P/l;Condutividade: 577 ± 10 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

152

10

20

40

60

80

100

120

150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


30

45

100 31

34 90

84

4729

90 21 26

8442252166

82 24 23 29 57

60

23 38 46 80 71 88 97

947064572764

41 32 73 81 93 94

9484806928

28



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H3,8 m

mol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaOH

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 20 cm/min): percentuais de DQO remanescente. Coleta: Data-horário: 19/08/03, às 12h10min. Ensaios: Data-horário: 19/08/03, das 13h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 22,4 ± 0,2ºC; pH: 6,92 ± 0,05; Turbidez: 112 ± 9,7 uT; DQO: 272 ± 7 mg/l; fósforo total: 5,05 ± 0,15 mg P/l;Condutividade: 577 ± 10 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

153

10

20

40

60

80

100

120

150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


30

45

7 89

84

143282

100

79

3

2

4

2 8 81

2831182

41

5 12 25 77 64 88 100

948275381068

33 20 100 93 94 93

9795958425

47



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H3,8 m

mol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaOH

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 20 cm/min): percentuais de Fósforo total remanescente. Coleta: Data-horário: 19/08/03, às 12h10min. Ensaios: Data-horário: 19/08/03, das 13h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 22,4 ± 0,2ºC; pH: 6,92 ± 0,05; Turbidez: 112 ± 9,7 uT; DQO: 272 ± 7 mg/l; fósforo total: 5,05 ± 0,15 mg P/l;Condutividade: 577 ± 10 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

154

10

20

40

60

80

100

120

150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


30

45

92 1

7 94

171

106 2 1 72

54141178

86 1 1 2 30

33

554651651363

59 1 16 48 48 85

8592654812

2

4

45 69 77 101

4



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H3,8 m

mol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaOH

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 10 cm/min): percentuais de Turbidez remanescente. Coleta: Data-horário: 19/08/03, às 12h10min. Ensaios: Data-horário: 19/08/03, das 13h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 22,4 ± 0,2ºC; pH: 6,92 ± 0,05; Turbidez: 112 ± 9,7 uT; DQO: 272 ± 7 mg/l; fósforo total: 5,05 ± 0,15 mg P/l;Condutividade: 577 ± 10 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

155

10

20

40

60

80

100

120

150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


3031

69 82 8525

45

33 29 72 71 84 91

57 23 42 67 65

23 38 39 70 66 66 73

53

70 24 30 57

65 36 38 42 69

79 21 21

62 19 41

32 81

30

94

90

26

80



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H3,8 m

mol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaOH

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 10 cm/min): percentuais de DQO remanescente. Coleta: Data-horário: 19/08/03, às 12h10min. Ensaios: Data-horário: 19/08/03, das 13h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 22,4 ± 0,2ºC; pH: 6,92 ± 0,05; Turbidez: 112 ± 9,7 uT; DQO: 272 ± 7 mg/l; fósforo total: 5,05 ± 0,15 mg P/l;Condutividade: 577 ± 10 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

156

10

20

40

60

80

100

120

150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


30

45

74 2 1

4

8

87

781398

73

74 1

1 1 7 49

1 2 23

38

4 6 20 70 62 43 67

91797528767

32 17 98 89 91 98

9999968624

47



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H3,8 m

mol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaOH

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 10 cm/min): percentuais de Fósforo total remanescente. Coleta: Data-horário: 19/08/03, às 12h10min. Ensaios: Data-horário: 19/08/03, das 13h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 22,4 ± 0,2ºC; pH: 6,92 ± 0,05; Turbidez: 112 ± 9,7 uT; DQO: 272 ± 7 mg/l; fósforo total: 5,05 ± 0,15 mg P/l;Condutividade: 577 ± 10 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

157

10

20

40

60

80

100

120

150

200

250

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


30

45

749

785683 650 622 603

680610634659690820

868 712

716

672

677

639

645 622 695

601 689

754 841

703

816 690 658 630 793

733

813

742

697

684

665

677 649

841

990

970

1241

1111

921806



0,94 mm

ol/L de NaO

H

1,9 mm

ol/L de NaO

H3,8 m

mol/L de NaO

H

7,5 mm

ol/L de NaOH

0,76 mm

ol/L de HC

l

1,5 mm

ol/L de HC

l

2,3 mm

ol/L de HC

l

3,1 mm

ol/L de HC

l


(Vf: 10 cm/min): Condutividade (µS/cm a 25ºC).. Coleta: Data-horário: 19/08/03, às 12h10min. Ensaios: Data-horário: 19/08/03, das 13h às 21h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 22,4 ± 0,2ºC; pH: 6,92 ± 0,05; Turbidez: 112 ± 9,7 uT; DQO: 272 ± 7 mg/l; fósforo total: 5,05 ± 0,15 mg P/l;Condutividade: 577 ± 10 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 5 s; Gf: 100 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; R: 16%; Psat: 450 ± 10 kPa; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

158

Conforme se observou em todos os ensaios realizados com o efluente do RALEx,

também nesta série de ensaios houve elevada correlação entre os valores obtidos de turbidez,

DQO e fósforo total, conforme se observa na Tabela 5.8. Esse fato sugere que a turbidez, que

é um parâmetro cuja determinação é muito rápida e que pode ser medido continuamente (in

line), pode ser utilizada para auxiliar no controle operacional de ETEs com sistemas de

tratamento físico-químico, principalmente no monitoramento da qualidade do efluente final.

Tabela 5.8 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-floculação-flotação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente do RALEx – Tarde

Coeficiente de correlação - r

(velocidade de flotação - Vf) C

ondu

tivid

ade

- Tu

rbid

ez

Con

dutiv

idad

e -

DQ

O

Con

dutiv

idad

e -

fósf

oro

tota

l

Turb

idez

- D

QO

Turb

idez

-

fósf

oro

tota

l

DQ

O -

fósf

oro

tota

l

r (20 cm/min) 0,1740 0,1207 0,0448 0,9751 0,9343 0,9451r (10 cm/min) 0,1217 0,0611 -0,0090 0,9353 0,9188 0,9286

5.4.9 Discussão sobre resultados obtidos em ensaios de coagulação/precipitação com o

efluente do RALEx

Com o objetivo de avaliar de forma mais abrangente os resultados obtidos nos

diversos ensaios de coagulação/precipitação realizados com o efluente do RALEx, a seguir

são feitas algumas considerações sobre o conjunto desses ensaios, tanto aqueles cuja

separação de sólidos foi feita por sedimentação quanto por flotação por ar dissolvido.

5.4.9.1 Considerações sobre estratégias para controle de odores em ETEs com reatores

anaeróbios e coagulação com cloreto férrico

Um procedimento que tem se tornado freqüente em algumas estações que empregam

reatores anaeróbios consiste na adição de cal (ou outro alcalinizante) ao esgoto bruto para

elevar o pH do esgoto e evitar a liberação de maus odores, principalmente gás sulfídrico)

pelos reatores anaeróbios. Este procedimento às vezes é também utilizado quando há

problemas no reator, como sobrecarga orgânica ou hidráulica, ou durante o período de partida,

o que é geralmente benéfico para o funcionamento do reator biológico, na medida em que

159

aumenta a alcalinidade do esgoto, elevando a capacidade de neutralização do excesso de

ácidos voláteis (tamponamento) que geralmente são produzidos nesses eventos. Naturalmente,

isso também resulta na elevação da alcalinidade e do pH do efluente do reator anaeróbio.

Contudo, conforme se pôde observar em todos os diagramas de coagulação do efluente

do reator anaeróbio, tanto para sedimentação quanto para flotação, esse aumento do pH no

efluente do reator anaeróbio é prejudicial à coagulação com cloreto férrico. Desse modo, em

sistemas que empregam o pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios com adição de

cloreto férrico, devem ser previstas outras medidas que não a adição de alcalinizante para

mitigar os problemas com maus odores.

5.4.9.2 Determinação da dosagem de cloreto férrico e pH “mais adequados” em ensaios de

coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx

Conforme já foi mencionado, a determinação da dosagem de coagulante a ser

empregada em um sistema de tratamento (ou pós-tratamento) de esgoto por

coagulação/precipitação não é trivial. Geralmente, o procedimento empregado consiste na

realização de ensaios em reator de bancada (jar test ou flotateste), em que são testadas várias

dosagens de coagulante e cujos resultados podem ser expressos como no gráfico da Figura

5.47, o qual foi traçado a partir dos resultados de turbidez dos ensaios de coagulação-

floculação-sedimentação (2ª série, período da manhã) com o efluente do RALEx nos quais

não houve adição adição de ácido ou base (ver “Anexo B”).

0%

20%

40%

60%

80%

100%

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250

DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

turb

idez

Figura 5.47 – Curva “típica” de remoção percentual de turbidez em ensaios de coagulação-

floculação-sedimentação com cloreto férrico.

160

Verifica-se na Figura 5.47 que o emprego de baixas dosagens de cloreto férrico (até 40

mg de FeCl3.6H2O/L, aproximadamente, na Figura 5.47) resultou em pequena eficiência de

remoção de turbidez; com o aumento da dosagem, entretanto, essa eficiência se elevou

exponencialmente e a partir de certa dosagem de cloreto férrico (cerca de 100 mg de

FeCl3.6H2O/L, na Figura 5.47), mesmo com nova de adição coagulante, praticamente não

ocorre aumento na eficiência de remoção de turbidez. Comportamento semelhante é

observado se, em vez de turbidez, forem avaliadas as eficiências de remoção de cor aparente,

DQO ou fósforo.

É importante observar, entretanto, que a condição mais “desejável” em qualquer

sistema de tratamento de esgoto é aquela na qual a eficiência de remoção de constituintes é

máxima e o custo para tanto é mínimo. Essa condição pode ser expressa pela relação

“benefício/custo”, na qual, em uma ETE, o “benefício” é a remoção dos constituintes do

esgoto –– que deve ser maximizada –– e o “custo” representa todos os gastos com produtos

químicos, gerenciamento do lodo, energia elétrica etc., que devem ser minimizados.

A eficiência de remoção dos constituintes do esgoto, para cada dosagem de coagulante

empregada, pode ser obtida diretamente de gráficos como o da Figura 5.47. Os custos com

produtos químicos, por sua vez, variam linearmente com as dosagens empregadas dos

mesmos. Por exemplo, na Figura 5.48, é apresentado um gráfico em que se observa o custo

com cloreto férrico, por m3 tratado, de acordo com a dosagem de cloreto férrico.

Assim, dividindo-se as eficiências de remoção de turbidez apresentadas na Figura 5.47

pelos custos com coagulante (por simplicidade, os demais custos não foram considerados)

apresentados na Figura 5.48, pode-se traçar o gráfico da dosagem de coagulante em função da

eficiência de remoção de turbidez dividida pelos custos com coagulante por m3 tratado

(função benefício/custo), conforme se observa na Figura 5.49.

Na Figura 5.49, observa-se que a relação “benefício/custo” (i.e., a eficiência de

remoção de turbidez dividida pelo custo por m3 tratado) tende para infinito quando a dosagem

de cloreto férrico (e, conseqüentemente, o custo) se aproxima de zero. Naturalmente, para

dosagens de coagulante muito baixas as eficiências de remoção também são demasiadamente

pequenas, e portanto não há interesse em utilizar tais dosagens. Contudo, com o aumento

progressivo da dosagem de cloreto férrico, essa relação decresce até atingir um ponto de

mínimo (40 mg de FeCl3.6H2O/L, na curva da Figura 5.49) e novamente crescer até um certo

valor máximo (na Figura 5.49, esse valor situa-se aproximadamente em dosagem de cloreto

férrico igual a 60 mg de FeCl3.6H2O/L), após o que a curva volta a decrescer, com o aumento

161

da dosagem de cloreto férrico. Observa-se portanto, que a máxima relação benefício/custo

para a remoção de turbidez por coagulação com cloreto férrico, para dosagens usuais, ocorre

no “pico” (ponto de máximo) da curva que representa a relação benefício/custo. Na Figura

5.49, esse ponto ocorre para dosagem de aproximadamente 60 mg de FeCl3.6H2O/L.

0,000

0,050

0,100

0,150

0,200

0,250

0,300

0 50 100 150 200 250 300DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Cust

o co

m c

oagu

lant

e (R

$/m

3 )

Figura 5.48 – Custo19 com coagulante (cloreto férrico) por m3 tratado, de acordo com a

dosagem de cloreto férrico empregada

-

5

10

15

20

25

0 50 100 150 200 250 300DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

turb

idez

/Cus

to

[%/(R

$/m

3 )]

Figura 5.49 – Curva típica da dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de

turbidez dividida pelo custo por m3 tratado (relação “benefício/custo”)

19 Preço considerado: cloreto férrico comercial (40% de FeCl3): R$ 600,00/ton. (Fonte: calculado a partir de SANEAGO, 2005; SEMAE Piracicaba, 2005 e SANEPAR, 2005)

162

A forma de análise descrita anteriormente pode ser estendida, incluindo-se os demais

custos envolvidos no sistema de tratamento como, por exemplo: outros produtos químicos,

energia elétrica, tratamento e disposição do lodo, e mesmo eventuais penalidades, na

circunstância de os padrões legais não serem obedecidos.

Observou-se nos vários diagramas de coagulação obtidos com o efluente do RALEx

(tanto os referentes à sedimentação quanto à flotação), que as maiores eficiências de remoção

de turbidez, cor aparente, DQO e fósforo total, com menores dosagens de cloreto férrico,

geralmente ocorriam em valores de pH abaixo do neutro, sendo que o ponto de mínimo das

curvas na maioria dos diagramas situava-se geralmente em valores de pH em torno de 5,0.

Para atingir essas “faixas”, contudo, em todos os ensaios realizados, uma das duas condições

eram necessárias: ou se adicionava ácido clorídrico, além de cloreto férrico, ou eram

empregadas dosagens mais elevadas de cloreto férrico, mas sem adição de HCl. A decisão

entre qual dessas alternativas era mais adequada, entretanto, não pôde ser realizada

anteriormente. Contudo, essa avaliação pode ser feita a partir da análise benefício/custo

descrita anteriormente.

Sendo assim, considerando-se, por exemplo, os dados obtidos na 2ª série (Manhã) de

ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx para obtenção dos

diagramas de coagulação (item 5.4.3), pode-se avaliar se é mais vantajoso fazer a correção do

pH ou se o emprego de dosagens de cloreto mais elevadas (ver também Figuras 5.21 a 5.23 –

pág. 124 a 126). Na Figura 5.50, é apresentado o gráfico com as curvas que expressam as

relações “benefício/custo” para a coagulação com cloreto férrico sem a adição de ácido ou

base, ou com a adição de diferentes dosagens de HCl ou NaOH. Observa-se nesta figura que,

considerando-se apenas os custos com produtos químicos (i.e., cloreto férrico, ácido clorídrico

e hidróxido de sódio), o emprego de cloreto férrico isoladamente resulta em maior eficiência

de remoção com menor custo do que qualquer outra situação, seja com adição de HCl ou de

NaOH, para qualquer dosagem de cloreto férrico empregada. Além disso, a dosagem que

possibilita a maior relação “benefício/custo” é de aproximadamente 60 mg de FeCl3.6H2O/L.

Esta forma de análise pode ser empregada para avaliar a remoção de outros

constituintes do esgoto, como DQO e fósforo, conforme se observa nas Figuras 5.51 e 5.52,

respectivamente. Nessas Figuras, também se observa que, considerando-se apenas o custo

com produtos químicos, a relação benefício/custo resulta mais elevada com o uso exclusivo

de cloreto férrico, ou seja, sem adição de ácido ou base. Isso se verifica em praticamente todas

as dosagens investigadas, com exceção da remoção de fósforo quando empregada a dosagem

de 40 mg de FeCl3.6H2O/L, em que a adição de 0,76 mmol de HCl/L resulta em aumento

163

“substancial” da eficiência de remoção (em comparação com o ensaio realizado sem adição de

HCl), de modo que a relação “beneficio/custo” torna-se mais favorável, embora o custo com

produtos químicos (cloreto férrico e ácido clorídrico) seja maior. Entretanto, tanto para a

remoção de DQO quanto de fósforo, a máxima (ponto de máximo da curva) relação

“benefício/custo” também ocorre sem adição de ácido ou base.

Há que se considerar, entretanto, que a dosagem de cloreto férrico com maior relação

benefício/custo para remoção de DQO foi 60 mg de FeCl3.6H2O/L, a exemplo do que se

observou para a turbidez. Para remoção de fósforo, entretanto, a dosagem que resultou em

máxima relação benefício/custo foi 80 mg de FeCl3.6H2O/L, sendo que essa relação também

foi elevada para dosagens de 60 e 100 mg de FeCl3.6H2O/L. Logo, é preciso estabelecer um

critério para determinar qual dosagem deve ser adotada.

-

5

10

15

20

25

0 50 100 150 200 250 300DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

turb

idez

/Cus

to[%

/(R$/

m3 )]

Sem adição de ácido ou base0,5 mmol NaOH/L0,88 mmol NaOH/L1,6 mmol NaOH/L3,1 mmol NaOH/L7,5 mmol NaOH/L0,76 mmol HCl/L1,5 mmol HCl/L

Figura 5.50 – Dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de turbidez

dividida pelo custo20 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”), de acordo com a dosagem de HCl ou NaOH – Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx - Manhã (2ª série)21.

20 Preços considerados para cálculo do custo: Cloreto férrico comercial (40% de FeCl3): R$ 600,00/ton; Hidróxido de sódio (escamas): R$ 2.000,00/ton; Ácido clorídrico comercial (37% de HCl): R$ 1.200,00/ton (Fonte: SANEAGO, 2005; SEMAE Piracicaba, 2005; SANEPAR, 2005; COPASA, 2005). 21 As eficiências de remoção obtidas em cada ponto de cada curva podem ser observadas no respectivo diagrama de coagulação, para cada parâmetro investigado (neste caso, o diagrama encontra-se na Figura 5.21, p. 124).

164

-

2

4

6

8

10

12

14

0 50 100 150 200 250 300DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

DQ

O/C

usto

[%/(R

$/m3 )]


Figura 5.51 –Dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de DQO dividida

pelo custo20 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”), de acordo com a dosagem de HCl ou NaOH – Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx - Manhã (2ª série).

-

2

4

6

8

10

12

0 50 100 150 200 250 300DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

Fósf

oro/

Cus

to[%

/(R$/

m3 )]


Figura 5.52 – Curvas de dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de

fósforo dividida pelo custo20 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”), de acordo com a dosagem de HCl ou NaOH – Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente do RALEx - Manhã (2ª série).

De fato, a dosagem que deverá ser empregada em uma ETE pode não ser aquela cuja

relação benefício/custo é máxima, mas sim a que possibilite o atendimento dos padrões de

lançamento e de qualidade do corpo receptor ou de padrões para finalidades específicas de

reúso, para todos os constituintes do esgoto cuja remoção ocorra em decorrência da

165

coagulação/precipitação. Logo, essa dosagem será determinada por um dos constituintes do

esgoto: aquele cuja remoção necessite da maior dosagem de coagulante. Em termos práticos,

devido aos valores extremamente restritivos dos padrões de qualidade estabelecidos na

legislação ambiental brasileira (Resolução CONAMA nº. 357), no caso do lançamento do

efluente em corpos d’água, é provável que em muitos casos a dosagem de coagulante a ser

empregada seja determinada pela necessidade de remoção de fósforo.

5.4.9.3 Determinação da dosagem de cloreto férrico e pH “mais adequados” em ensaios de

coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx

A análise empregada nos ensaios de coagulação-floculação-sedimentação também

pode ser empregada para avaliar os ensaios com separação de sólidos por flotação por ar

dissolvido. Na composição dos custos da flotação, entretanto, além dos custos com produtos

químicos (cloreto férrico, ácido clorídrico e hidróxido de sódio), foram também considerados

os gastos com energia elétrica, por metro cúbico, para saturação da água com ar comprimido à

pressão de 450 kPa. A memória de cálculo encontra-se no “Anexo E”.

Nas Figuras 5.53 a 5.55 são apresentados os gráficos com as curvas relação

“benefício/custo” para turbidez, DQO e fósforo, respectivamente, referentes aos ensaios de

coagulação-floculação-flotação com o efluente do RALEx (amostra coletada pela manhã).

Nas Figuras 5.53 e 5.54 observa-se que, para remoção de turbidez e DQO, a relação

“benefício/custo” foi mais elevada sem adição de ácido ou base, para qualquer dosagem de

cloreto férrico. Além disso, essa relação foi máxima, em ambos os casos, para a dosagem de

80 mg de FeCl3.6H2O/L. Para remoção de fósforo (Figura 5.55), entretanto, para dosagens de

cloreto férrico menores que 80 mg de FeCl3.6H2O/L, a relação “benefício/custo” foi mais

elevada quando houve adição de HCl. Contudo, é importante salientar que não foram

considerados os custos decorrentes da corrosão dos equipamentos ou da eventual necessidade

de ajuste do pH para o reúso ou o lançamento do efluente tratado em corpos receptores.

166

-

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

0 50 100 150 200 250 300DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

turb

idez

/Cus

to

[%/(R

$/m3 )]

Sem adição de ácido ou base0,94 mmol NaOH/L1,9 mmol NaOH/L3,8 mmol NaOH/L7,5 mmol NaOH/L0,76 mmol HCl/L1,5 mmol HCl/L2,3 mmol HCl/L3,1 mmol HCl/L

Figura 5.53 – Dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de turbidez

dividida pelo custo22 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”), de acordo com a dosagem de HCl ou NaOH – Ensaios de coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente do RALEx - Manhã23.

-1,002,003,004,005,006,007,008,009,00

10,00

0 50 100 150 200 250 300DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

DQ

O/C

usto

[%/(R

$/m3 )]


Figura 5.54 – Dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de DQO dividida

pelo custo22 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”), de acordo com a dosagem de HCl ou NaOH – Ensaios de coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente do RALEx - Manhã.

22 Preços considerados para cálculo do custo: Cloreto férrico comercial (40% de FeCl3): R$ 600,00/ton; Hidróxido de sódio (escamas): R$ 2.000,00/ton; Ácido clorídrico comercial (37% de HCl): R$ 1.200,00/ton (Fonte: SANEAGO, 2005; SEMAE Piracicaba, 2005; SANEPAR, 2005; COPASA, 2005). Custos com a flotação: ver “Anexo E”. 23 As eficiências de remoção obtidas em cada ponto de cada curva podem ser observadas no respectivo diagrama de coagulação, para cada parâmetro investigado (neste caso, o diagrama encontra-se na Figura 5.33, p.142).

167

-

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

0 50 100 150 200 250 300DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

Fósf

oro/

Cus

to[%

/(R$/

m3 )]


Figura 5.55 – Dosagem de coagulante em função da eficiência de remoção de fósforo

dividida pelo custo22 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”), de acordo com a dosagem de HCl ou NaOH – Ensaios de coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente do RALEx - Manhã.

5.4.9.4 Comparação entre sedimentação e flotação por ar dissolvido para separação de

sólidos na coagulação/precipitação do efluente do RALEx

A análise “benefício/custo” descrita anteriormente pode agora ser empregada na

comparação entre a sedimentação e a flotação por ar dissolvido, na separação de partículas na

coagulação/precipitação do efluente do RALEx. Nas Figuras 5.56 a 5.58 são apresentadas as

curvas da relação “benefício/custo”, em função da dosagem de cloreto férrico, para

coagulação/precipitação do efluente do RALEx com separação de sólidos por sedimentação e

flotação por ar dissolvido.

Tendo-se em mente as simplificações adotadas na contabilização dos custos, observa-

se nas Figuras 5.56 e 5.57 que as máximas eficiências de remoção de, respectivamente,

turbidez e DQO, com menor custo, ocorreram para a separação de sólidos por sedimentação

com dosagem de 60 mg de FeCl3.6H2O/L. Contudo, verifica-se na Figura 5.57 (remoção de

DQO) que a flotação possibilitou maior relação “benefício/custo” para dosagens de

coagulante maiores que 80 mg de FeCl3.6H2O/L; nas Figuras 5.56 e 5.58 (remoção de

turbidez e fósforo, respectivamente), entretanto, não parece haver vantagem significativa em

qualquer dos dois processos para tais dosagens.

Contudo, as Figuras 5.56 a 5.58 não deixam claras as faixas de aplicação da

sedimentação e da flotação no que concerne às eficiências de remoção dos constituintes do

168

esgoto; ou seja, não esclarecem qual dos dois processos/operações é mais econômico quando

se desejar remover, por exemplo, 90% do fósforo do esgoto. Isso pode ser visualizado nos

gráficos apresentados nas Figuras 5.59 a 5.61, nos quais são apresentadas curvas da eficiência

de remoção de turbidez, DQO e fósforo, respectivamente, do efluente do RALEx, em função

do custo com produtos químicos e com energia elétrica, para a sedimentação e a flotação por

ar dissolvido. Essas figuras foram elaboradas a partir dos mesmos dados com os quais foram

elaboradas as Figuras 5.56 a 5.58, ou seja, os ensaios de coagulação/precipitação com

amostras do efluente do RALEx coletadas no período da manhã.

Observa-se nas Figuras 5.59 a 5.61 que, para as condições em que foram realizados os

ensaios, a separação de sólidos por sedimentação foi mais econômica do que com a flotação

por ar dissolvido para eficiências de remoção de até, aproximadamente, 85% da turbidez, 60%

da DQO e 85% do fósforo. Logo, se houver a necessidade de eficiências de remoção até desta

ordem de valores para o constituinte cuja remoção for prioritária, a sedimentação deve ser

empregada; caso sejam necessárias maiores eficiências de remoção, sem considerar outros

custos envolvidos, a flotação será a alternativa mais econômica (em comparação com a

sedimentação).

Observa-se ainda nesses gráficos (Figuras 5.59 a 5.61) que, em ensaios de

coagulação/precipitação sem adição de ácido ou base (ou auxiliares de coagulação), as

máximas eficiências de remoção de turbidez, DQO e fósforo do efluente do RALEx obtidas

com o emprego da flotação por ar dissolvido são superiores àquelas obtidas por sedimentação.

Por exemplo, com o uso da flotação por ar dissolvido é possível atingir eficiências de

remoção de fósforo de até aproximadamente 99%, enquanto a remoção máxima por

sedimentação situa-se em torno de 90% (ver Figura 5.61).

É importante ressaltar, entretanto, que, em virtude das simplificações adotadas na

análise de custo (que considera apenas os custos com produtos químicos e com energia

elétrica) e nos ensaios (que foram realizados apenas em reatores em escala de bancada, com

configurações geométricas diferentes), os resultados obtidos no presente trabalho podem

divergir consideravelmente em relação ao que pode ocorrer em situações práticas, ao se fazer

a comparação entre unidades de sedimentação e de flotação por ar dissolvido, ou outras

tecnologias, em escala plena. Os resultados ora apresentados, portanto, não podem ser usados

como valores de referência em termos práticos e servem apenas para ilustração do método

desenvolvido.

169

-

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

0 50 100 150 200 250 300DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

turb

idez

/Cus

to[%

/(R$/

m3 )]Flotação - sem ácido ou base

Sedimentação - sem ácido ou base

Figura 5.56 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de turbidez

pelo custo24 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”) em ensaios de coagulação-floculação-sedimentação (Vs: 1,4 cm/min) e coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente do RALEx25, sem adição de ácido ou base.

-

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

14,00

0 50 100 150 200 250 300DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

DQ

O/C

usto

[%/(R

$/m3 )]

Flotação - sem ácido ou baseSedimentação - sem ácido ou base

Figura 5.57 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de DQO pelo

custo24 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”) em ensaios de coagulação-floculação-sedimentação (Vs: 1,4 cm/min) e coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente do RALEx, sem adição de ácido ou base.

24 Preços considerados para cálculo do custo: Cloreto férrico comercial (40% de FeCl3): R$ 600,00/ton (Fonte: SANEAGO, 2005; SEMAE Piracicaba, 2005; SANEPAR, 2005). Custos com a flotação: ver “Anexo E”. 25 As eficiências de remoção obtidas em cada ponto de cada curva podem ser observadas nos respectivos diagramas de coagulação, para cada parâmetro investigado (neste caso, os diagramas encontram-se nas Figuras 5.21 e 5.33, p.124 e 142)

170

-

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

0 50 100 150 200 250 300

Dosagem de FeCl3.6H2O

Rem

oção

de

Fósf

oro/

Cus

to

[(%)/(

R$/m

3 )]

Flotação - sem ácido ou base


Figura 5.58 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de fósforo pelo

custo24 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”) em ensaios de coagulação-floculação-sedimentação (Vs: 1,4 cm/min) e coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente do RALEx, sem adição de ácido ou base.

0,000

0,050

0,100

0,150

0,200

0,250

0,300

0% 20% 40% 60% 80% 100%

Eficiência de remoção de turbidez

Cus

to (R

$/m

3)



Figura 5.59 – Comparação de custos24 entre a separação de sólidos por sedimentação (Vs: 1,4

cm/min) e por flotação por ar dissolvido (Vf: 10 cm/min), de acordo com a eficiência de remoção de turbidez do efluente do RALEx por coagulação/precipitação com cloreto férrico

10 m

g Fe

Cl 3.

6H2O

/L

20 m

g Fe

Cl 3.

6H2O

/L

40 m

g Fe

Cl 3.

6H2O

/L

60 m

g Fe

Cl 3.

6H2O

/L

80 mg FeCl3.6H2O/L

100

mg

FeC

l 3.6H

2O/L

140

mg

FeC

l 3.6H

2O/L

171

0,000

0,050

0,100

0,150

0,200

0,250

0,300

0% 20% 40% 60% 80% 100%

Eficiência de remoção de DQO

Cust

o (R

$/m

3)




cm/min) e por flotação por ar dissolvido (Vf: 10 cm/min), de acordo com a eficiência de remoção de DQO do efluente do RALEx por coagulação/precipitação com cloreto férrico

0,000

0,050

0,100

0,150

0,200

0,250

0,300

0% 20% 40% 60% 80% 100%

Eficiência de remoção de Fósforo

Cus

to (R

$/m

3)




cm/min) e por flotação por ar dissolvido (Vf: 10 cm/min), de acordo com a eficiência de remoção de fósforo do efluente do RALEx por coagulação/precipitação com cloreto férrico

40 m

g Fe

Cl 3.

6H2O

/L

60 m

g Fe

Cl 3.

6H2O

/L

80 mg FeCl3.6H2O/L

100

mg

FeC

l 3.6H

2O/L

140

mg

FeC

l 3.6H

2O/L

40 m

g Fe

Cl 3.

6H2O

/L

60 m

g Fe

Cl 3.

6H2O

/L

80 mg FeCl3.6H2O/L

100

mg

FeC

l 3.6H

2O/L

140

mg

FeC

l 3.6H

2O/L

172

5.5 Ensaios de coagulação-floculação com o licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores

5.5.1 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto

Os ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto do

tanque de aeração da ETE Jardim das Flores (localizada em Rio Claro - SP) foram realizados

para obter os parâmetros de ensaio para realização dos ensaios subseqüentes, relativos aos

diagramas de coagulação. Foram realizados ao todo 42 ensaios em jar test, nos quais foram

investigados os valores mais adequados dos seguintes parâmetros: dosagem de cloreto férrico

(DC), gradiente (Gm) e tempo médio de mistura rápida (Tm) e gradiente (Gf) e tempo médio

de floculação (Tf). O pH de coagulação não foi controlado nestes ensaios, ou seja, não se

adicionou qualquer ácido ou base para ajuste do pH de coagulação.

Na Tabela 5.9, são apresentados os resultados obtidos nos ensaios preliminares de

coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim

das Flores. Dentre os resultados apresentados, os valores dos parâmetros considerados mais

adequados (condições de ensaio mais adequadas), os quais foram utilizados nos ensaios

relativos aos diagramas de coagulação, foram: DC: 80 mg/l de FeCl3.6H2O; pH de

coagulação: 6,8; Tm: 10 s; Gm: 350 s-1; Tf: 10 min; e Gf: 30 s-1.

Para as condições de ensaio acima, os valores remanescentes de turbidez, DQO e

fósforo no efluente tratado (sobrenadante) foram de, respectivamente, 7,1 NTU, 32 mg/l e

0,27 mg P/l.

173

Tabela 5.9 – Resultados dos ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores.

Amostra bruta: licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores, diluído com o efluente da ETE; Data coleta: 02/06/04; Hora coleta: 8h30min; Data ensaios: 02/06/04. Características da amostra bruta: temperatura: 20,8 ± 0,2ºC; pH: 7,35 ± 0,10; turbidez: 708 a 743 NTU; DQO: 936 a 1053 mg/l; fósforo total: 11,73 mg P/l; fósforo filtrado: 2,53 mg P/l; Condutividade: 960 µS/cm a 25ºC; ST: 1287 mg/l; STF: 540 mg/l; STV: 747 mg/l; SST: 889 mg/l; SSF: 264 mg/l; SSV: 625 mg/l. Demais condições de ensaio: Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/l (FeCl3.6H2O).

Ens

aio

Gm

(s-1

)

Tm (s)

Gf

(s-1

)

Tf

(min

)

DC

(mg/

l)

pHco

ag.

Con

dutiv

idad

e(µ

S/cm

a 2

5ºC

)

Tur

bide

z(N

TU

)

DQ

O(m

g/l)

Fósf

oro

(mg

P/l)

800 30 40 15 40 6,95 974 23,7 67 0,84 800 30 40 15 60 6,90 978 16,0 57 0,43 800 30 40 15 80 6,75 987 10,8 42 0,32 800 30 40 15 100 6,70 985 13,2 40 0,33 800 30 40 15 120 6,61 989 10,0 42 0,25 800 30 40 15 140 6,55 996 9,7 40 0,24 800 5 40 15 80 6,77 966 11,3 45 0,31800 10 40 15 80 6,75 965 14,6 50 0,38800 20 40 15 80 6,77 967 13,4 50 0,39800 30 40 15 80 6,83 967 13,2 40 0,38800 45 40 15 80 6,86 967 16,1 47 0,47800 60 40 15 80 6,83 969 20,1 57 0,53350 5 40 15 80 6,71 965 13,1 47 0,35350 10 40 15 80 6,71 965 11,8 50 0,33 350 20 40 15 80 6,71 965 12,6 45 0,39350 30 40 15 80 6,71 965 12,7 45 0,36350 45 40 15 80 6,71 965 14,8 47 0,42350 60 40 15 80 6,71 965 17,2 59 0,48650 5 40 15 80 6,81 957 11,9 67 0,34650 10 40 15 80 6,81 957 13,5 47 0,35650 20 40 15 80 6,81 957 11,9 55 0,41650 30 40 15 80 6,81 957 12,5 81 0,41650 45 40 15 80 6,81 957 15,6 59 0,46650 60 40 15 80 6,81 957 19,6 57 0,53350 10 40 2,5 80 6,74 956 10,6 67 0,47350 10 40 5 80 6,74 956 8,3 47 0,33350 10 40 10 80 6,74 956 8,4 57 0,27350 10 40 15 80 6,74 956 12,8 69 0,35350 10 40 20 80 6,74 956 11,9 47 0,35350 10 40 30 80 6,74 956 15,5 62 0,38350 10 60 2,5 80 6,73 955 9,0 37 0,36350 10 60 5 80 6,73 955 9,1 40 0,31350 10 60 10 80 6,73 955 10,3 64 0,31350 10 60 15 80 6,73 955 13,0 64 0,34350 10 60 20 80 6,73 955 13,3 57 0,36350 10 60 30 80 6,73 955 22,9 72 0,53350 10 30 2,5 80 6,78 950 9,6 45 0,55350 10 30 5 80 6,78 950 7,5 40 0,36350 10 30 10 80 6,78 950 7,1 32 0,27350 10 30 15 80 6,78 950 6,8 40 0,24350 10 30 20 80 6,78 950 10,6 50 0,33350 10 30 30 80 6,78 950 7,9 42 0,24

1

2

3

4

5

6

7

174

5.5.2 Diagramas de coagulação-floculação-sedimentação do licor misto

A seguir, são apresentados os diagramas de coagulação obtidos a partir dos ensaios de

coagulação-floculação-sedimentação com o licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim

das Flores. Os dados referentes a esses ensaios estão reunidos no “Anexo C”. Embora a

amostra “bruta” utilizada nos ensaios tenha sido o licor misto diluído com o efluente do

decantador secundário da ETE, conforme comentado no capítulo “Material e Métodos” (item

4.4.3), esta amostra será doravante chamada simplesmente “licor misto”.

Inicialmente, é importante ressaltar que os diagramas de coagulação referentes à

coagulação com o licor misto não foram elaborados tendo em vista a possibilidade de adição

de ácido ou base no tanque de aeração, operação esta que provavelmente implicaria em

prejuízo ao processo biológico aeróbio. Entretanto, julgou-se de grande interesse conhecer os

efeitos na coagulação decorrentes de eventuais variações no pH do licor misto; variações estas

que, em situações reais, poderiam ocorrer em conseqüência de instabilidades operacionais, de

mudanças nas características do esgoto que chega à ETE (por exemplo, em virtude de

descargas industriais etc.) ou mesmo pela utilização de produtos químicos para mitigar

problemas com emissão de maus odores. Na ETE Jardim das Flores, por exemplo, durante a

etapa experimental da presente pesquisa, era comum a adição de cal ao esgoto bruto para

evitar a liberação de odores nos reatores UASB, o que geralmente resultava na elevação da

alcalinidade e no pH do efluente final. Além disso, pretendia-se verificar se haveria eventuais

faixas de pH e dosagem de coagulante nas quais a remoção de contaminantes (partículas,

fósforo etc.) seria maior.

Os diagramas de coagulação referentes aos ensaios com o licor misto do reator de lodo

ativado da ETE Jardim das Flores são apresentados nas Figuras 5.62 a 5.68. Nas Figuras 5.62,

5.63 e 5.64, são apresentados os diagramas para turbidez, DQO e fósforo, respectivamente.

Nessas Figuras, os percentuais remanescentes de turbidez, DQO e fósforo foram calculados

em relação aos valores desses parâmetros analisadas no próprio licor misto do tanque de

aeração. Nas Figuras 5.66, 5.67 e 5.68, os diagramas de turbidez, DQO e fósforo apresentados

também se referem aos ensaios com o licor misto do tanque de aeração do reator de lodo

ativado, sendo que, nesses diagramas, os percentuais remanescentes foram calculados em

relação aos valores obtidas no sobrenadante do licor misto, após decantação. Esses diagramas

foram elaborados para que se verificasse com maior nitidez o “ganho” obtido na remoção de

175

contaminantes com o uso de cloreto férrico, em relação ao que se obtém sem a adição de

qualquer produto químico. Na Figura 5.65, é apresentado o diagrama com os valores de

condutividade.

Analisando-se inicialmente o diagrama da Figura 5.62, verifica-se que os percentuais

de turbidez remanescente são bastante reduzidos, o que indica a boa sedimentabilidade das

partículas encontradas no licor misto em praticamente todas as faixas de pH e dosagem de

coagulante investigadas. Entretanto, observando-se as Figuras 5.62 a 5.64 e 5.66 a 5.68 nota-

se que a remoção de turbidez, DQO e fósforo por meio da coagulação-floculação-

sedimentação do licor misto, à semelhança do que se observou nos diagramas relativos aos

reatores anaeróbios, ocorreu com menores dosagens de cloreto férrico em valores de pH

abaixo do neutro, principalmente entre 5,0 e 6,0, quando as linhas de percentual remanescente

geralmente atingiram seus pontos de mínimo. Observa-se ainda que, em geral, o aumento do

pH (i.e., quando houve adição de NaOH) implicou na redução das eficiências de remoção de

turbidez, DQO e fósforo.

Outro aspecto importante a considerar é que, como o cloreto férrico tem caráter ácido,

quando maior a dosagem de cloreto férrico utilizada, mais baixo resultou o pH após a

coagulação (ver qualquer das Figuras de 5.62 a 5.68). Em aplicações práticas, portanto, a

dosagem de cloreto férrico adotada deve considerar os potenciais efeitos danosos aos

microrganismos presentes no licor misto, decorrentes do abaixamento excessivo do pH.

Na Tabela 5.10, são apresentados os coeficientes de correlação entre os valores de

condutividade, turbidez, DQO e fósforo obtidos nos ensaios de coagulação-floculação-

sedimentação com o licor misto. Diferentemente do que foi observado nos ensaios com o

efluente do RALEx, esses parâmetros não apresentaram correlações elevadas, o que se

observa “qualitativamente” pelas diferenças mais acentuadas nos formatos dos diagramas de

coagulação relativos àqueles parâmetros.

176



0,63 mm

ol/L de NaO

H

1,25 mm

ol/L de NaOH

3,1 mm

ol/L de NaO

H

3,75 mmol/L de NaOH

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,51 mm

ol/L de HC

l

1,0 mm

ol/L de HC

l

2,5 mm

ol/L de HC

l

3,3 mmol/L de HCl

4,1 mm

ol/L de HC

l

5,1 mm

ol/L de HC

l6,1 mm

ol/L de HC

l

0,50,50,50,4

0,6

1,00,70,70,60,5

0,70,60,40,40,50,6

1,30,70,50,40,20,6

1,21,20,70,60,20,5

1,41,00,80,60,6

0,5

0,81,0

0,70,9

1,3

0,81,6

0,7

1,00,8

1,6

1,21,7

2,0

1,0

0,4 2,51,71,81,3 2,5

0,80,6

0,50,9

0,9

0,5

1,3 2,1

1,0

0,41,00,4

1,0

0,80,60,40,3

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


10

20

40

60

80

100

120140160

200

250

300

400

Figura 5.62 – Diagrama de coagulação-floculação-sedimentação do Licor misto do tanque

de aeração da ETE Jardim das Flores: percentuais de Turbidez remanescente em relação à turbidez do licor misto. Coleta: Data-horário: 08/06/04, às 8h30min. Ensaios: Data-horário: 08/06/04, das 11h às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 20,0 ± 0,0ºC; pH: 7,34 ± 0,06; Turbidez: 720 ± 34 uT; DQO: 836 ± 77 mg/L; fósforo total: 10,86 ± 0,43 mg P/L;Condutividade: 812 ± 8 µS/cm a 25ºC; ST: 1169 mg/L; SST: 778 mg/L; STV: 650 mg/L; SSV: 540 mg/L; STF: 519 mg/L; 238 mg/L. Condições de ensaio: Gm: 350 s–1; Tm: 10 s; Gf: 30 s–1; Tf: 10 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

177



0,63 mm

ol/L de NaO

H

1,25 mm

ol/L de NaOH

3,1 mm

ol/L de NaO

H

3,75 mmol/L de NaOH

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,51 mm

ol/L de HC

l

1,0 mm

ol/L de HC

l

2,5 mm

ol/L de HC

l

3,3 mmol/L de HCl

4,1 mm

ol/L de HC

l

5,1 mm

ol/L de HC

l6,1 mm

ol/L de HC

l

4,32,92,12,12,11,83,83,5

3,5

4,4

5,3

4,7

5,2

1,82,61,82,1

1,8

2,82,82,42,21,7

6,22,22,42,42,33,0

3,12,81,82,22,12,1

3,94,23,02,82,62,4

4,22,82,42,93,6

6,14,24,54,8

3,3

4,65,2

4,6

4,35,2

4,6

6,34,6

5,5

6,8

3,34,7

2,1

1,31,81,8

1,8

4,3

4,82,9

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


10

20

40

60

80

100

120140160

200

250

300

400


de aeração da ETE Jardim das Flores: percentuais de DQO remanescente em relação à DQO do licor misto. Coleta: Data-horário: 08/06/04, às 8h30min. Ensaios: Data-horário: 08/06/04, das 11h às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 20,0 ± 0,0ºC; pH: 7,34 ± 0,06; Turbidez: 720 ± 34 uT; DQO: 836 ± 77 mg/L; fósforo total: 10,86 ± 0,43 mg P/L;Condutividade: 812 ± 8 µS/cm a 25ºC; ST: 1169 mg/L; SST: 778 mg/L; STV: 650 mg/L; SSV: 540 mg/L; STF: 519 mg/L; 238 mg/L. Condições de ensaio: Gm: 350 s–1; Tm: 10 s; Gf: 30 s–1; Tf: 10 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

178



0,63 mm

ol/L de NaO

H

1,25 mm

ol/L de NaOH

3,1 mm

ol/L de NaO

H

3,75 mmol/L de NaOH

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,51 mm

ol/L de HC

l

1,0 mm

ol/L de HC

l

2,5 mm

ol/L de HC

l

3,3 mmol/L de HCl

4,1 mm

ol/L de HC

l

5,1 mm

ol/L de HC

l6,1 mm

ol/L de HC

l

3,11,81,40,80,70,63,05,4

19,1

5,2

18,6

15,0

0,60,90,90,5

0,7

1,61,01,01,00,8

1,41,10,80,60,61,7

2,01,40,91,20,51,1

2,33,11,61,30,61,0

2,82,62,51,95,1

5,15,25,06,3

2,8

4,12,8

2,6

5,23,1

3,4

6,84,3

6,14,1

6,5

4,67,7

1,1

0,60,90,5

1,1

1,5

2,11,6

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


10

20

40

60

80

100

120140160

200

250

300

400


de aeração da ETE Jardim das Flores: percentuais de Fósforo total remanescente em relação à concentração de fósforo total do licor misto. Coleta: Data-horário: 08/06/04, às 8h30min. Ensaios: Data-horário: 08/06/04, das 11h às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 20,0 ± 0,0ºC; pH: 7,34 ± 0,06; Turbidez: 720 ± 34 uT; DQO: 836 ± 77 mg/L; fósforo total: 10,86 ± 0,43 mg P/L;Condutividade: 812 ± 8 µS/cm a 25ºC; ST: 1169 mg/L; SST: 778 mg/L; STV: 650 mg/L; SSV: 540 mg/L; STF: 519 mg/L; 238 mg/L. Condições de ensaio: Gm: 350 s–1; Tm: 10 s; Gf: 30 s–1; Tf: 10 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

179



0,63 mm

ol/L de NaO

H

1,25 mm

ol/L de NaOH

3,1 mm

ol/L de NaO

H

3,75 mmol/L de NaOH

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,51 mm

ol/L de HC

l

1,0 mm

ol/L de HC

l

2,5 mm

ol/L de HC

l

3,3 mmol/L de HCl

4,1 mm

ol/L de HC

l

5,1 mm

ol/L de HC

l6,1 mm

ol/L de HC

l

890 849 835 833 843

1640 983 894 851 839 838 855 888

1270 920 900 855 844 844 864 901 1097

935 904 860 848 850 870 915

1356 1084 911 868 858 856 878 922 1094

920 877 863 862 884 935

868 956 1099

923 875 953 988876

1373 1237 950 885 886 962 1025 1105

894

1633 1090 912 914 989 1116 1135

910 1170

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


1168

10

20

40

60

80

100

120140160

200

250

300

400


de aeração da ETE Jardim das Flores: Condutividade (µS/cm a 25ºC). Coleta: Data-horário: 08/06/04, às 8h30min. Ensaios: Data-horário: 08/06/04, das 11h às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 20,0 ± 0,0ºC; pH: 7,34 ± 0,06; Turbidez: 720 ± 34 uT; DQO: 836 ± 77 mg/L; fósforo total: 10,86 ± 0,43 mg P/L;Condutividade: 812 ± 8 µS/cm a 25ºC; ST: 1169 mg/L; SST: 778 mg/L; STV: 650 mg/L; SSV: 540 mg/L; STF: 519 mg/L; 238 mg/L. Condições de ensaio: Gm: 350 s–1; Tm: 10 s; Gf: 30 s–1; Tf: 10 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

180



0,63 mm

ol/L de NaO

H

1,25 mm

ol/L de NaOH

3,1 mm

ol/L de NaO

H

3,75 mmol/L de NaOH

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,51 mm

ol/L de HC

l

1,0 mm

ol/L de HC

l

2,5 mm

ol/L de HC

l

3,3 mmol/L de HCl

4,1 mm

ol/L de HC

l

5,1 mm

ol/L de HC

l6,1 mm

ol/L de HC

l

37 55 50 76 74

38 18 18 25 28 43 63 59

16 14 7 17 22 36 35 50 35

16 5 11 15 20 37 46

26 17 14 1111 17 20 24 29

14 17 19 21 29 21

14 45 25

11 14 15 4012

26 14 10 12 15 25 27 22

25

16 25 12 25 12 29 24

25 14

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


12

10

20

40

60

80

100

120140160

200

250

300

400


de aeração da ETE Jardim das Flores: percentuais de Turbidez remanescente em relação à turbidez do sobrenadante do licor misto. Coleta: Data-horário: 08/06/04, às 8h30min. Ensaios: Data-horário: 08/06/04, das 11h às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 20,0 ± 0,0ºC; pH: 7,34 ± 0,06; Turbidez: 720 ± 34 uT; DQO: 836 ± 77 mg/L; fósforo total: 10,86 ± 0,43 mg P/L;Condutividade: 812 ± 8 µS/cm a 25ºC; ST: 1169 mg/L; SST: 778 mg/L; STV: 650 mg/L; SSV: 540 mg/L; STF: 519 mg/L; 238 mg/L. Características do sobrenadante do licor misto: temperatura: 20,0 ºC; pH: 7,34; Turbidez: 24,6 uT; DQO: 81 mg/L; Fósforo total: 1,01 mg P/L; Condutividade: 808 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 350 s–1; Tm: 10 s; Gf: 30 s–1; Tf: 10 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

181



0,63 mm

ol/L de NaO

H

1,25 mm

ol/L de NaOH

3,1 mm

ol/L de NaO

H

3,75 mmol/L de NaOH

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,51 mm

ol/L de HC

l

1,0 mm

ol/L de HC

l

2,5 mm

ol/L de HC

l

3,3 mmol/L de HCl

4,1 mm

ol/L de HC

l

5,1 mm

ol/L de HC

l6,1 mm

ol/L de HC

l

52 46 43 52 68

56 37 31 25 28 43 52 52

46 25 28 28 31 43 40 43 68

22 22 22 19 28 31 43

37 31 25 2525 22 62 49 46

19 22 25 28 28 43

19 49 49

22 19 31 4019

37 40 19 22 22 25 35 46

19

49 35 19 19 16 35 52

22 46

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


49

10

20

40

60

80

100

120140160

200

250

300

400


de aeração da ETE Jardim das Flores: percentuais de DQO remanescente em relação à DQO do sobrenadante do licor misto. Coleta: Data-horário: 08/06/04, às 8h30min. Ensaios: Data-horário: 08/06/04, das 11h às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 20,0 ± 0,0ºC; pH: 7,34 ± 0,06; Turbidez: 720 ± 34 uT; DQO: 836 ± 77 mg/L; fósforo total: 10,86 ± 0,43 mg P/L;Condutividade: 812 ± 8 µS/cm a 25ºC; ST: 1169 mg/L; SST: 778 mg/L; STV: 650 mg/L; SSV: 540 mg/L; STF: 519 mg/L; 238 mg/L. Características do sobrenadante do licor misto: temperatura: 20,0 ºC; pH: 7,34; Turbidez: 24,6 uT; DQO: 81 mg/L; Fósforo total: 1,01 mg P/L; Condutividade: 808 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 350 s–1; Tm: 10 s; Gf: 30 s–1; Tf: 10 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

182



0,63 mm

ol/L de NaO

H

1,25 mm

ol/L de NaOH

3,1 mm

ol/L de NaO

H

3,75 mmol/L de NaOH

7,5 mm

ol/L de NaO

H

0,51 mm

ol/L de HC

l

1,0 mm

ol/L de HC

l

2,5 mm

ol/L de HC

l

3,3 mmol/L de HCl

4,1 mm

ol/L de HC

l

5,1 mm

ol/L de HC

l6,1 mm

ol/L de HC

l

68 54 57 55 71

163 55 21 27 28 30 44 66

202 11 7 14 17 34 25 50 74

12 5 13 10 15 22 37

56 18 7 7 9 12 15 34 56

9 11 11 11 17 28

8 30 44

5 10 10 307

59 33 7 8 9 15 20 34

12

84 50 5 10 6 17 23

12 16

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/L)


207

10

20

40

60

80

100

120140160

200

250

300

400


de aeração da ETE Jardim das Flores: percentuais de Fósforo total remanescente em relação à concentração de fósforo total do sobrenadante do licor misto. Coleta: Data-horário: 08/06/04, às 8h30min. Ensaios: Data-horário: 08/06/04, das 11h às 22h. Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 20,0 ± 0,0ºC; pH: 7,34 ± 0,06; Turbidez: 720 ± 34 uT; DQO: 836 ± 77 mg/L; fósforo total: 10,86 ± 0,43 mg P/L;Condutividade: 812 ± 8 µS/cm a 25ºC; ST: 1169 mg/L; SST: 778 mg/L; STV: 650 mg/L; SSV: 540 mg/L; STF: 519 mg/L; 238 mg/L. Características do sobrenadante do licor misto: temperatura: 20,0 ºC; pH: 7,34; Turbidez: 24,6 uT; DQO: 81 mg/L; Fósforo total: 1,01 mg P/L; Condutividade: 808 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 350 s–1; Tm: 10 s; Gf: 30 s–1; Tf: 10 min; Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

183

Tabela 5.10 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-floculação-sedimentação para obtenção dos diagramas de coagulação do Licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores

Con

dutiv

idad

e -

Turb

idez

Con

dutiv

idad

e -

DQ

O

Con

dutiv

idad

e -

fósf

oro

tota

l

Turb

idez

- D

QO

Turb

idez

-

fósf

oro

tota

l

DQ

O -

fósf

oro

tota

l

r -0,1163 0,2991 0,5726 0,6393 0,2743 0,5814

5.5.3 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-flotação com o licor misto

Em continuação aos testes com o licor misto, foram realizados os ensaios de

coagulação-floculação-flotação, cujo objetivo inicial era verificar a aplicabilidade da flotação

por ar dissolvido como etapa final de separação para a coagulação do licor misto com cloreto

férrico. Os resultados obtidos nesses ensaios são apresentados nas Figuras 5.69, 5.70 e 5.71.

Nas Figuras 5.69, 5.70 e 5.71, respectivamente, são apresentados os gráficos relativos

aos valores de turbidez, DQO e fósforo remanescentes (em comparação com os valores

obtidos no licor misto), em percentuais, em função da dosagem de cloreto férrico (em mg de

FeCl3.6H2O/L) e da razão de recirculação (valores indicados nas legendas). Conforme se

observa nos três gráficos, de modo geral, quanto maior a dosagem de coagulante,

independentemente da razão de recirculação, menores foram as eficiências de remoção de

turbidez, DQO e fósforo. Uma possível razão para este fato é que a adição de cloreto férrico

resultava na formação de flocos demasiadamente densos, de modo que, mesmo com vazões de

recirculação elevadas (entre 50 e 70%), não podiam ser “carregados” pelas microbolhas.

Outra possibilidade, é que a coagulação com cloreto férrico tenha criado condições

eletrostáticas que resultaram desfavoráveis para a adesão das microbolhas formadas na

flotação com as partículas “desestabilizadas” do licor misto.

É importante observar, entretanto, que a separação de sólidos do licor misto com o uso

da flotação por ar dissolvido foi bastante eficiente quando não houve dosagem de coagulante

ou quando a dosagem foi pequena (15 mg de FeCl3.6H2O/L).

184

-102030405060708090

100

0 10 20 30 40 50 60 70

Dosagem de Coagulante (mg/L)

Turb

idez

rem

anes

cent

e (%

)

R: 50%R: 60%R: 70%

Figura 5.69 – Turbidez remanescente em função da dosagem de coagulante e da razão de

recirculação em ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto

-102030405060708090

100

0 10 20 30 40 50 60 70

Dosagem de coagulante (mg/L)

DQ

O re

man

esce

nte

(%)

R: 50%R: 60%R: 70%

Figura 5.70 – DQO remanescente em função da dosagem de coagulante e da razão de

recirculação em ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto

-102030405060708090

100

0 10 20 30 40 50 60 70

Dosagem de coagulante (mg/L)

Con

c. d

e fó

sfor

o re

man

esce

nte

(%)

R: 50%R: 60%R: 70%

Figura 5.71 – Concentração de fósforo remanescente em função da dosagem de coagulante e

da razão de recirculação em ensaios de coagulação-floculação-flotação com o licor misto

185

A utilização de polieletrólitos ou o uso simultâneo de um sal metálico e de

polieletrólitos poderiam surtir melhor efeito que o cloreto férrico isoladamente, conforme foi

observado por Moretti (2005). Entretanto, em virtude dos resultados insatisfatórios obtidos

nesses ensaios preliminares e de a utilização de polieletrólitos não ser objetivo deste trabalho,

não foram realizados ensaios complementares de coagulação-floculação-flotação com o licor

misto, incluindo-se os diagramas de coagulação.

5.5.4 Considerações sobre resultados obtidos em ensaios de coagulação/precipitação com

o licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP)

5.5.4.1 Influência do pH e estratégias para controle de odores com ETEs contém reatores

anaeróbios

Observou-se nos diagramas de coagulação relativos aos ensaios de coagulação-

floculação-precipitação com o licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores que

o aumento do pH resultava em prejuízo das eficiências de remoção de turbidez, DQO e

fósforo, fato semelhante ao que também foi observado para coagulação/precipitação com o

efluente do RALEx. Nota-se, portanto, que a adição de cal (ou outro alcalinizante qualquer)

ao esgoto bruto para evitar a liberação de maus odores, conforme se costumava proceder na

ETE Jardim das Flores e ocorre em algumas outras estações cujo sistema de tratamento inclui

reatores anaeróbios, poderia ser prejudicial à eficiência da coagulação/precipitação do licor

misto (“co-precipitação”) com cloreto férrico, na medida em que isso também resultaria na

elevação do pH do licor misto.

5.5.4.2 Custo com cloreto férrico para coagulação/precipitação do licor misto do reator de

lodo ativado da ETE Jardim das Flores

A exemplo do que se argumentou para o efluente do RALEx, a determinação da

dosagem de coagulante a ser empregada na co-precipitação (coagulação/precipitação do licor

misto) deve ser determinada com base no parâmetro (turbidez, DQO, fósforo etc.) cuja

remoção exija a maior dosagem –– para o atendimento de padrões de lançamento (ou de

186

qualidade no corpo receptor) ou de reúso ––, até o limite em que a adição de, por exemplo,

cloreto férrico não seja prejudicial à biomassa do reator biológico. Para a

coagulação/precipitação do licor misto do reator de lodo ativado da ETE Jardim das Flores,

tendo em vista as condições de ensaio empregadas, a dosagem de cloreto férrico poderia ser

estimada a partir da Figura 5.72, de acordo com a eficiência de remoção desejada, para o

constituinte cuja remoção for “prioritária”.

É importante ressaltar que na Figura 5.72 a eficiência de remoção de turbidez, DQO e

fósforo foi calculada em relação à amostra decantada, sem adição de cloreto férrico. Assim, se

as condições de ensaio adotadas fossem representativas das condições observadas na ETE

Jardim das Flores, se se desejasse, por exemplo, elevar em 85% a eficiência de remoção de

fósforo da ETE, de acordo com a o gráfico da Figura 5.72, deveriam ser dosados 80 mg de

FeCl3.6H2O/L26, o que implicaria na remoção adicional de 72% da DQO e de 80% da turbidez

(em comparação com o efluente decantado), ao custo de R$ 0,072/m3 (sem considerar os

custos com tratamento e disposição do lodo).

0,000,020,040,060,080,100,120,140,160,18

0% 20% 40% 60% 80% 100%Eficiência de remoção

Cus

to (R

$/m

3 )

02550

75100125150

175200

DC (m

g Fe

Cl 3

.6H

2O/L

)TurbidezFósforoDQO

Figura 5.72 – Custo, em R$/m3, e dosagem de coagulante em função da eficiência de

remoção de turbidez, fósforo e DQO, para coagulação/precipitação-floculação-sedimentação do licor misto do tanque de aeração da ETE Jardim das Flores (Rio Claro - SP)

26 Empregando-se cloreto férrico comercial, a dosagem deve ser de 48 mg de FeCl3/L.

187

5.6 Ensaios de coagulação-floculação com o efluente final da ETE Jardim das Flores

5.6.1 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente da

ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP)

Foram realizados 33 ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação com

o efluente final da ETE Jardim das Flores nos quais foram investigados os valores mais

adequados de dosagem de coagulante (DC), gradiente (Gm) e tempo de mistura rápida (Tm) e

gradiente (Gf) e tempo de floculação (Tf). O pH de coagulação não foi controlado nestes

ensaios, ou seja, não se adicionou qualquer ácido ou base para ajuste do pH de coagulação. Os

resultados obtidos nesses ensaios estão reunidos na Tabela 5.11, a seguir.

Conforme se observa na Tabela 5.11, nesses ensaios, mesmo para os melhores

resultados, as eficiências de remoção foram relativamente baixas: 35% para turbidez, 46%

para fósforo e praticamente desprezível para DQO. Uma possível razão para essas baixas

eficiências de remoção é que o efluente final da ETE Jardim das Flores é um efluente já

bastante clarificado, que contém quantidade de partículas relativamente pequena. Em razão

disso, nesse efluente provavelmente ocorrem menores oportunidades de contato entre

partículas, o que resulta em menor eficiência da coagulação (O’Melia, 1970). Além disso, no

dia em que foi feita a coleta, quando a ETE Jardim das Flores recebia pouco mais da metade

da vazão normal, em virtude do rompimento de um dos emissários da rede de coleta de esgoto

da cidade de Rio Claro (SP), o efluente final da ETE apresentava-se ainda mais clarificado

(turbidez em torno de 4,0 NTU).

Apesar desses resultados “insatisfatórios”, é possível que a coagulação/precipitação do

efluente da ETE Jardim das Flores pudesse ocorrer de modo mais eficiente com o uso de

polieletrólitos como auxiliares de floculação ou ainda que as eficiências de remoção fossem

mais elevadas se a etapa final de separação de sólidos fosse, por exemplo, a filtração.

Entretanto, essas alternativas não foram investigadas neste estudo.

Em virtude de a coagulação-floculação-sedimentação do efluente final da ETE Jardim

das Flores não ter apresentado bons resultados, e, portanto, não se configurar em uma

alternativa de pós-tratamento adequada, nas condições aqui estudadas, não foram feitos

ensaios para a construção de diagramas de coagulação desse efluente.

188

Tabela 5.11 – Resultados dos ensaios preliminares de coagulação-floculação-sedimentação

com o efluente final da ETE Jardim das Flores. Amostra bruta: efluente final da ETE Jardim das Flores; Data coleta: 05/02/05; Hora coleta: 8h; Data ensaios: 05/02/05. Características da amostra bruta: temperatura: 23,8 ± 0,2ºC; pH: 6,84 ± 0,07; turbidez: 3,54 a 4,12 NTU; DQO: 28 a 33 mg/l; fósforo total: 2,77 mg P/l; Condutividade: 583 µS/cm a 25ºC; ST: 408 mg/l; STF: 133 mg/l; STV: 275 mg/l; SST: 8 mg/l; SSF: ND; SSV: 8 mg/l. Condições de ensaio: Vs: 1,4 cm/min; CSC: 20 g/l (FeCl3.6H2O).

Ens

aio

Gm

(s-1

)

Tm (s)

Gf

(s-1

)

Tf

(min

)

DC

(mg/

l)

pHco

ag.

Con

dutiv

idad

e(µ

S/cm

a 2

5ºC

)

Tur

bide

z(N

TU

)

DQ

O(m

g/l)

Fósf

oro

(mg

P/l)

800 10 40 15 20 6,08 588 4,0 33 2,98 800 10 40 15 30 5,83 590 3,0 45 1,71 800 10 40 15 40 5,41 595 2,6 32 1,48 800 10 40 15 50 4,63 601 4,4 19 1,42 800 10 40 15 60 4,10 626 8,0 32 2,49 800 10 40 15 70 3,80 658 5,8 36 2,65 800 10 40 15 40 6,64 625 4,2 32 1,75800 10 40 15 40 6,35 607 5,0 30 2,58800 10 40 15 40 3,90 647 3,9 25 -500 5 40 15 40 5,50 600 5,2 - -500 10 40 15 40 5,50 600 5,1 - -500 15 40 15 40 5,50 600 4,1 26 1,68500 30 40 15 40 5,50 600 5,8 - -500 45 40 15 40 5,50 600 6,3 - -500 60 40 15 40 5,50 600 6,1 - -800 2,5 40 15 40 5,60 600 5,5 - -800 5 40 15 40 5,60 600 6,1 - -800 15 40 15 40 5,60 600 5,4 31 2,13800 30 40 15 40 5,60 600 5,8 - -800 45 40 15 40 5,60 600 6,9 - -800 60 40 15 40 5,60 600 6,9 - -800 10 40 15 20 7,86 616 5,3 34 2,52800 10 40 15 20 4,36 620 6,0 45 2,51800 10 40 15 20 3,55 702 5,4 32 2,31800 10 40 15 30 - 630 4,2 30 2,15800 10 40 15 30 4,09 635 5,8 41 2,76800 10 40 15 30 3,65 686 5,8 25 2,24800 10 30 2,5 30 5,53 601 5,8 - -800 10 30 5 30 5,53 601 3,6 24 1,66 800 10 30 10 30 5,53 601 3,9 - -800 10 30 15 30 5,53 601 3,2 33 1,31800 10 30 20 30 5,53 601 4,3 - -800 10 30 30 30 5,53 601 5,3 - -

- Análises não realizadas

6

5

2

1

3

4

189

5.6.2 Ensaios preliminares de coagulação-floculação-flotação com o efluente da ETE

Jardim das Flores (Rio Claro-SP)

Nos ensaios preliminares de coagulação-floculação-flotação com o efluente da ETE

Jardim das Flores foram investigados os parâmetros: dosagem de coagulante (DC), gradiente

(Gf) e tempo de floculação (Tf) e razão de recirculação (R%). Os resultados obtidos nesses

ensaios estão reunidos na Tabela 5.12. Esses ensaios foram realizados para velocidades de

flotação de 20 e 10 cm/min, equivalentes a taxas de aplicação superficial de, respectivamente

288 e 144 m3/(m2.dia).

Conforme se verifica na Tabela 5.12, dentre as dosagens de cloreto férrico testadas

inicialmente (Ensaio 1), os melhores resultados foram obtidos com 27 mg/L de coagulante

(FeCl3.6H2O). Essa dosagem foi usada nos ensaios subseqüentes para determinação de Gf, Tf

e R%.

No cômputo geral, os melhores resultados foram obtidos para valores de Gf: 60 s–1, Tf:

10 min; R(%): 6%, conforme indicados (linhas sombreadas) na Tabela 5.12. Esses parâmetros

foram empregados nos ensaios subseqüentes, para construção dos diagramas de coagulação-

floculação-flotação do efluente final da ETE Jardim das Flores.

5.6.3 Diagramas de coagulação-floculação-flotação com o efluente da ETE Jardim das

Flores (Rio Claro-SP)

Nas Figuras 5.73 a 5.81 são apresentados os diagramas de coagulação referentes aos

ensaios de coagulação-floculação-flotação com o efluente final da ETE Jardim das Flores. Os

dados referentes a esses ensaios estão reunidos no “Anexo D”.

Comparando-se as Figuras 5.76 e 5.80, referentes aos percentuais remanescentes de

cor aparente para velocidades de flotação de, respectivamente, 20 cm/min e 10 cm/min,

observa-se que em ambas as figuras existem três regiões em que houve melhor eficiência de

remoção de cor aparente. Em duas dessas regiões, uma situada em valores pH em torno de 4 e

dosagem de coagulante entre 27 e 40 mg/L, e outra, situada em pH entre 5 e 6 e dosagem de

coagulante elevada (120 mg de FeCl3.6H2O /L), foram obtidas as maiores eficiências de

remoção de cor. Em termos práticos, entretanto, a região situada em pH entre 7 e 10,

aproximadamente, com dosagem de coagulante entre 10 e 40 mg/L apresenta remoção de cor

190

razoável, entretanto situada em uma faixa de pH que pode dispensar a correção de pH e com

menores dosagens de coagulante.

Tabela 5.12 – Resultados dos ensaios preliminares de coagulação-floculação-flotação com o efluente final da ETE Jardim das Flores.

Amostra bruta: efluente da ETE Jardim das Flores; Data coleta: 13/02/05; Hora coleta: 8h; Data ensaios: 13/02/05. Características da amostra bruta: temperatura: 24,7 ± 0,5ºC; pH: 6,95 ± 0,05; turbidez: 4,48 a 5,34 NTU; DQO: 44 a 62 mg/l; fósforo total: 4,58 mg P/l; Condutividade: 713 µS/cm a 25ºC; ST: 386 mg/l; STF: 258 mg/l; STV: 128 mg/l; SST: 7 mg/l; SSF: 1 mg/l; SSV: 6 mg/l. Condições de ensaio: Tsat: 20 min; CSC: 20 g/l (FeCl3.6H2O).

Ens

aio

Gm

(s-1

)

Tm (s)

Gf

(s-1

)

Tf

(min

)

DC

(mg/

l)

Vf

(cm

/min

)

R (%)

pHfin

al.

Con

dutiv

idad

e(µ

S/cm

a 2

5ºC

)

Tur

bide

z(N

TU

)

Cor

(Ha)

DQ

O(m

g/l)

Fósf

oro

(mg

P/l)

800 10 60 15 0 20 6 3,38 86 56 4,51 800 10 60 15 0 10 6 6,97 628 3,21 83 53 4,38 800 10 60 15 27 20 6 1,17 48 28 3,35 800 10 60 15 27 10 6 6,90 632 1,02 45 62 2,93 800 10 60 15 40 20 6 1,48 51 34 2,53 800 10 60 15 40 10 6 6,85 660 1,22 48 32 2,33 800 10 60 15 53 20 6 1,55 51 36 1,89 800 10 60 15 53 10 6 6,80 670 1,48 46 40 1,83 800 10 40 15 27 20 6 1,65 56 31 3,40 800 10 40 15 27 10 6 6,81 629 1,35 53 37 3,30 800 10 50 15 27 20 6 1,19 49 33 3,01 800 10 50 15 27 10 6 6,91 630 1,05 47 38 2,96 800 10 70 15 27 20 6 1,10 48 24 2,99 800 10 70 15 27 10 6 6,96 632 0,99 46 31 2,82 800 10 80 15 27 20 6 1,82 53 31 3,29 800 10 80 15 27 10 6 6,96 636 1,29 50 28 3,11 800 10 50 10 27 20 6 1,10 - - -800 10 50 10 27 10 6 6,87 651 1,05 49 39 2,89 800 10 60 10 27 20 6 0,98 47 33 2,98 800 10 60 10 27 10 6 6,89 650 0,90 46 41 3,02 800 10 70 10 27 20 6 1,55 57 36 3,15 800 10 70 10 27 10 6 6,92 649 1,40 54 35 2,97 800 10 80 10 27 20 6 1,30 53 44 3,18 800 10 80 10 27 10 6 6,95 643 1,18 51 43 3,00 800 10 60 10 27 20 4 2,19 70 36 3,53 800 10 60 10 27 10 4 6,84 639 1,89 63 39 3,53 800 10 60 10 27 20 8 1,12 52 46 3,50 800 10 60 10 27 10 8 6,90 629 1,03 48 45 3,32 800 10 60 10 27 20 10 1,86 63 46 3,88 800 10 60 10 27 10 10 6,94 664 1,87 62 42 3,60 800 10 60 10 27 20 12 1,73 61 39 3,50 800 10 60 10 27 10 12 6,98 664 1,48 58 41 3,31

1

2

3

4

Observando-se as Figuras 5.73 a 5.80, observa-se que em todas elas existem pelo

menos duas regiões em que a desestabilização de partículas e a precipitação de fósforo foram

mais bem sucedidas. A primeira, situa-se aproximadamente em pH 4 e dosagens de

coagulante em torno de 40 mg/L –– essa “faixa”, entretanto, foi detectada com base em

191

apenas um ponto de ensaio, o que não oferece muita confiabilidade. A segunda região,

abrangendo vários pontos, situa-se geralmente à direita da linha tracejada que que indica os

pontos em que não houve adição de ácido ou base, com dosagens de coagulante entre 10 e

120 mg/L.

Desse modo, ao contrário do que foi observado nos diagramas referentes à coagulação

dos efluentes com maior concentração de sólidos (efluente do RALEx e licor misto), os

diagramas de coagulação-floculação-flotação referentes ao efluente final da ETE Flores

apresentaram melhor eficiência na desestabilização de partículas em valores de pH mais

elevados.

Embora as eficiência de remoção de cor aparente, turbidez, DQO e fósforo não tenham

sido tão elevadas quanto as observadas nos diagramas referentes ao efluente do reator

anaeróbio de leito expandido (para sedimentação e flotação) e do licor misto (para

sedimentação), boas eficiências foram obtidas em alguns pontos dos diagramas. Entretanto, a

coagulação ocorreu de modo mais eficiente com dosagens elevadas de cloreto férrico,

provavelmente porque o efluente continha pequena concentração de partículas coloidais, de

modo que não existiam oportunidades de contato suficientes para produzir agregados de

partículas completamente desestabilizas em um tempo de detenção razoável, conforme

argumentam O’Melia (1970) e Packham (1965). Por exemplo, para Vf: 10 cm/min, os

melhores resultados de remoção foram obtidos com dosagem de cloreto férrico de 120 mg/l,

sem controle do pH (pH de coagulação 5,2), com remoções de turbidez, cor aparente, DQO e

fósforo de, respectivamente, 71%, 72%, 69% e 95%.

Vale ressaltar, entretanto, que diferentemente dos demais diagramas (efluente reator

anaeróbio e licor misto), em certos casos as regiões de maior remoção foram distintas para cor

aparente, turbidez, DQO e fósforo (ver diagramas). Conforme se observa na Tabela 5.13, os

coeficientes de correlação entre os parâmetros analisados na maioria dos casos não foram

elevados, com exceção apenas das análises de cor aparente e turbidez, que apresentaram

elevada correlação.

Em comparação com a sedimentação, que conforme visto no item anterior não

apresentou bons resultados, a flotação por ar dissolvido se mostrou relativamente eficiente na

separação de partículas provenientes da coagulação/precipitação com cloreto férrico do

efluente da ETE Jardim das Flores. É provável, contudo, que resultados ainda melhores

pudessem ser obtidos com uso auxiliares de floculação (p.ex., polieletrólitos).

192

10

20

40

80

100

120

150

200

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


85

50

76 53 27 58

49 26 26

23 64 22 42 52

3526 25

30 35

113 59

68

26 141

27

35

26

33

35



0,31 mm

ol/L de NaO

H

0,31 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

0,51 mm

ol/L de HC

l

0,94 mm

ol/L de NaOH

1,9 mm

ol/L de NaO

H

Figura 5.73 – Diagrama de coagulação-floculação-flotação do Efluente da ETE Jardim das

Flores (Vf: 20 cm/min): percentuais de Turbidez remanescente. Coleta: Data-horário: 13/02/05, às 8h. Ensaios: Data-horário: 13/02/05, das 17h40min à 1h (14/02/05). Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,2 ± 0,6ºC; pH: 7,30 ± 0,13; Turbidez: 4,39 ± 0,51 uT; DQO: 62 ± 11 mg/L; fósforo total: 4,58 ± 0,06 mg P/L;Condutividade: 719 ± 8 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 10 s; Gf: 60 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

193

10

20

40

80

100

120

150

200

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


50

94 88 58 29 27

69 52 31

81 96 38 29 29

3250 22

36 43

81 43

29

36 38

27

35

64



0,31 mm

ol/L de NaO

H

0,31 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

0,51 mm

ol/L de HC

l

0,94 mm

ol/L de NaOH

1,9 mm

ol/L de NaO

H

Figura 5.74 – Diagrama de coagulação-floculação- flotação do Efluente da ETE Jardim das

Flores (Vf: 20 cm/min): percentuais de DQO remanescente. Coleta: Data-horário: 13/02/05, às 8h. Ensaios: Data-horário: 13/02/05, das 17h40min à 1h (14/02/05). Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,2 ± 0,6ºC; pH: 7,30 ± 0,13; Turbidez: 4,39 ± 0,51 uT; DQO: 62 ± 11 mg/L; fósforo total: 4,58 ± 0,06 mg P/L;Condutividade: 719 ± 8 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 10 s; Gf: 60 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

194

10

20

40

80

100

120

150

200

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


50

95 97 95 54 22

83 75 60

62 83 63 15 14

4757

50

4442

65

6

29

49

37

27

35

73

55

41



0,31 mm

ol/L de NaO

H

0,31 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

0,51 mm

ol/L de HC

l

0,94 mm

ol/L de NaOH

1,9 mm

ol/L de NaO

H


Flores (Vf: 20 cm/min): percentuais de Fósforo total remanescente. Coleta: Data-horário: 13/02/05, às 8h. Ensaios: Data-horário: 13/02/05, das 17h40min à 1h (14/02/05). Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,2 ± 0,6ºC; pH: 7,30 ± 0,13; Turbidez: 4,39 ± 0,51 uT; DQO: 62 ± 11 mg/L; fósforo total: 4,58 ± 0,06 mg P/L;Condutividade: 719 ± 8 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 10 s; Gf: 60 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

195

10

20

40

80

100

120

150

200

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


50

90 90 79

61 57

51 76

52

79 50 60 6338

38 5259

47 55

66111

107

30 184

27

35

51

54

54



0,31 mm

ol/L de NaO

H

0,31 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

0,51 mm

ol/L de HC

l

0,94 mm

ol/L de NaOH

1,9 mm

ol/L de NaO

H


Flores (Vf: 20 cm/min): percentuais de Cor aparente remanescente. Coleta: Data-horário: 13/02/05, às 8h. Ensaios: Data-horário: 13/02/05, das 17h40min à 1h (14/02/05). Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,2 ± 0,6ºC; pH: 7,30 ± 0,13; Turbidez: 4,39 ± 0,51 uT; DQO: 62 ± 11 mg/L; fósforo total: 4,58 ± 0,06 mg P/L;Condutividade: 719 ± 8 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 10 s; Gf: 60 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

196

10

20

40

80

100

120

150

200

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


50

80 79 51 25 35

33 24 28

21 57 18 26 30

3023 23

25 27

110 32

33

29 39

27

35

23

27



0,31 mm

ol/L de NaO

H

0,31 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

0,51 mm

ol/L de HC

l

0,94 mm

ol/L de NaOH

1,9 mm

ol/L de NaO

H


Flores (Vf: 10 cm/min): percentuais de Turbidez remanescente. Coleta: Data-horário: 13/02/05, às 8h. Ensaios: Data-horário: 13/02/05, das 17h40min à 1h (14/02/05). Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,2 ± 0,6ºC; pH: 7,30 ± 0,13; Turbidez: 4,39 ± 0,51 uT; DQO: 62 ± 11 mg/L; fósforo total: 4,58 ± 0,06 mg P/L;Condutividade: 719 ± 8 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 10 s; Gf: 60 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

197

10

20

40

80

100

120

150

200

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


50

92 96 65 27 22

50 41 31

106 50 38 32 32

4331 22

34 47

87 45

18

31 20

27

35



0,31 mm

ol/L de NaO

H

0,31 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

0,51 mm

ol/L de HC

l

0,94 mm

ol/L de NaOH

1,9 mm

ol/L de NaO

H


Flores (Vf: 10 cm/min): percentuais de DQO remanescente. Coleta: Data-horário: 13/02/05, às 8h. Ensaios: Data-horário: 13/02/05, das 17h40min à 1h (14/02/05). Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,2 ± 0,6ºC; pH: 7,30 ± 0,13; Turbidez: 4,39 ± 0,51 uT; DQO: 62 ± 11 mg/L; fósforo total: 4,58 ± 0,06 mg P/L;Condutividade: 719 ± 8 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 10 s; Gf: 60 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

198

10

20

40

80

100

120

150

200

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


50

94 97 90 52 14

81 72 55

63 79 59 12 7

5744 48

40 40

64 17

18

5 13

27

35

40

51

64



0,31 mm

ol/L de NaO

H

0,31 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

0,51 mm

ol/L de HC

l

0,94 mm

ol/L de NaOH

1,9 mm

ol/L de NaO

H


Flores (Vf: 10 cm/min): percentuais de Fósforo total remanescente. Coleta: Data-horário: 13/02/05, às 8h. Ensaios: Data-horário: 13/02/05, das 17h40min à 1h (14/02/05). Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,2 ± 0,6ºC; pH: 7,30 ± 0,13; Turbidez: 4,39 ± 0,51 uT; DQO: 62 ± 11 mg/L; fósforo total: 4,58 ± 0,06 mg P/L;Condutividade: 719 ± 8 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 10 s; Gf: 60 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

199

10

20

40

80

100

120

150

200

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


50

27

35

84 89 73

58 53

49 57

51

48 52 497237

5548

4941

33

45107

28

66

65

48

51

49



0,31 mm

ol/L de NaO

H

0,31 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

0,51 mm

ol/L de HC

l

0,94 mm

ol/L de NaOH

1,9 mm

ol/L de NaO

H


Flores (Vf: 10 cm/min): percentuais de Cor aparente remanescente. Coleta: Data-horário: 13/02/05, às 8h. Ensaios: Data-horário: 13/02/05, das 17h40min à 1h (14/02/05). Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,2 ± 0,6ºC; pH: 7,30 ± 0,13; Turbidez: 4,39 ± 0,51 uT; DQO: 62 ± 11 mg/L; fósforo total: 4,58 ± 0,06 mg P/L;Condutividade: 719 ± 8 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 10 s; Gf: 60 s–1; Tf: 10 min; Vf: 10 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

200

10

20

40

80

100

120

150

200

300

400

4 111098765

Dosagem

de FeCl3.6H

2O (m

g/l)


50

658 623 587 618 648

570 618 634

684 637 634 649 799

624713 620

644 625

693 630

720

655 784

27

35

630

594

643



0,31 mm

ol/L de NaO

H

0,31 mm

ol/L de HC

l

0,76 mm

ol/L de HC

l

0,51 mm

ol/L de HC

l

0,94 mm

ol/L de NaOH

1,9 mm

ol/L de NaO

H


Flores (Vf: 20 cm/min): Condutividade (µS/cm a 25ºC). Coleta: Data-horário: 13/02/05, às 8h. Ensaios: Data-horário: 13/02/05, das 17h40min à 1h (14/02/05). Características da amostra bruta durante os ensaios*: temperatura: 25,2 ± 0,6ºC; pH: 7,30 ± 0,13; Turbidez: 4,39 ± 0,51 uT; DQO: 62 ± 11 mg/L; fósforo total: 4,58 ± 0,06 mg P/L;Condutividade: 719 ± 8 µS/cm a 25ºC. Condições de ensaio: Gm: 800 s–1; Tm: 10 s; Gf: 60 s–1; Tf: 10 min; Vf: 20 cm/min; CSC: 20 g/L (FeCl3.6H2O). * Média ± Desvio padrão.

201

Tabela 5.13 – Coeficientes de correlação amostral entre os parâmetros analisados nos ensaios de coagulação-floculação-flotação para obtenção dos diagramas de coagulação do efluente da ETE Jardim das Flores

Coeficiente de correlação

- r (velocidade de flotação -

Vf) Con

dutiv

idad

e -

Turb

idez

Con

dutiv

idad

e -

cor a

pare

nte

Con

dutiv

idad

e -

DQ

O

Con

dutiv

idad

e -

fósf

oro

tota

l

Turb

idez

-

cor a

pare

nte

Turb

idez

- D

QO

Turb

idez

-

fósf

oro

tota

l

Cor

apa

rent

e -

DQ

O

Cor

apa

rent

e -

fósf

oro

tota

l

DQ

O -

fó

sfor

o to

tal

r (20 cm/min) 0,4404 0,4477 -0,1672 -0,4592 0,9423 0,3487 0,1401 0,1681 0,1407 0,7151r (10 cm/min) 0,0292 -0,0095 -0,1865 -0,5433 0,9128 0,6292 0,4671 0,5021 0,5051 0,6774

5.6.4 Considerações sobre custo, referentes aos resultados obtidos em ensaios de

coagulação/precipitação com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP)

Nas Figuras 5.82 a 5.85, são apresentadas as curvas com a relação “benefício/custo”

para os ensaios de coagulação-floculação-flotação realizados com o efluente da ETE Jardim

das Flores, respectivamente, para remoção de turbidez, DQO, cor aparente e fósforo. Observa-

se nessas figuras que, como ocorreu com efluente do RALEx, em geral, a relação

“benefío/custo” mais elevada ocorreu para a coagulação-floculação-flotação com cloreto

férrico sem adição de ácido clorídrico ou hidróxido de sódio.

Sendo assim, considerando-se apenas os ensaios em que não houve adição de ácido ou

base, foi elaborada a Figura 5.86, na qual os custos com cloreto férrico e com energia elétrica

são apresentados em função da eficiência de remoção de turbidez, fósforo, DQO e cor

aparente e da dosagem de coagulante, para ensaio de coagulação-floculação-flotação com o

efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro - SP). Nesta Figura, observa-se haver

considerável aumento na eficiência de remoção de turbidez, DQO e cor aparente quando a

dosagem de cloreto férrico é aumentada de 10 para 20 mg de FeCl3.6H2O/L. Contudo, para

esses três parâmetros, novos incrementos na dosagem em geral não representam ganho

significativo em eficiência de remoção. Na curva referente ao fósforo, entretanto, nesta

mesma figura, observa-se que a eficiência de remoção aumenta “continuamente” com o

aumento da dosagem de cloreto férrico. Esse comportamento provavelmente se deve ao fato

de que a remoção de turbidez, DQO e cor aparente está intimamente associada à remoção de

partículas (i.e., à coagulação), enquanto a remoção de fósforo se deve à precipitação do

mesmo ao reagir com o cloreto férrico.

Conforme foi descrito para a coagulação/precipitação com o efluente do RALEx e

com o licor misto do reator de lodo ativado da ETE Jardim das Flores, a dosagem de

202

coagulante a ser empregada na pós-precipitação (coagulação/precipitação do efluente da ETE

Jardim das Flores) deve estar vinculada ao parâmetro (turbidez, DQO, fósforo etc.) cuja

remoção seja prioritária para o atendimento de padrões de lançamento (ou de qualidade no

corpo receptor) ou de reúso.

Assim, se as condições de ensaio em flotateste fossem consideradas representativas da

coagulação/precipitação na ETE, o emprego de dosagens de, por exemplo, 20 mg de

FeCl3.6H2O/L (custo com coagulante e energia elétrica por m3 tratado: R$0,023), promoveria

a remoção de 76% da turbidez e 60% da DQO; contudo a remoção de fósforo seria de apenas

28%. Logo, se a remoção de fósforo fosse prioritária, seriam necessárias dosagens mais

elevadas.

-

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

35,00

40,00

0 20 40 60 80 100 120 140DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

turb

idez

/Cus

to[%

/(R$/

m3 )]

Sem adição de ácido ou base0,31 mmol NaOH/L0,94 mmol NaOH/L1,9 mmol NaOH/L0,31 mmol HCl/L0,51 mmol HCl/L0,76 mmol HCl/L

Figura 5.82 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de turbidez

pelo custo27 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”) em ensaios de coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP).

27 Preços considerados para cálculo do custo: Cloreto férrico comercial (40% de FeCl3): R$ 600,00/ton; Hidróxido de sódio (escamas): R$ 2.000,00/ton; Ácido clorídrico comercial (37% de HCl): R$ 1.200,00/ton (Fonte: SANEAGO, 2005; SEMAE Piracicaba, 2005; SANEPAR, 2005; COPASA, 2005). Custos com a flotação: ver “Anexo E”.

203

-

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

30,00

0 20 40 60 80 100 120 140DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

DQ

O/C

usto

[%/(R

$/m3 )]


Figura 5.83 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de DQO pelo

custo27 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”) em ensaios de coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP)

-

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

14,00

16,00

18,00

0 20 40 60 80 100 120 140DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

de

Fósf

oro/

Cus

to[%

/(R$/

m3 )]


Figura 5.84 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de fósforo pelo

custo27 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”) em ensaios de coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP)

204

-

5,00

10,00

15,00

20,00

25,00

0 20 40 60 80 100 120 140DC (mg FeCl3.6H2O/L)

Rem

oção

deC

or a

pare

nte/

Cus

to[%

/(R$/

m3 )]


Figura 5.85 – Dosagem de cloreto férrico em função da eficiência de remoção de cor

aparente pelo custo27 por metro cúbico tratado (relação “benefício/custo”) em ensaios de coagulação-floculação-flotação (Vf: 10 cm/min) com o efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro-SP)

0,01

0,03

0,05

0,07

0,09

0,11

0% 20% 40% 60% 80% 100%Eficiência de remoção

Cus

to (R

$/m

3 )

0

20

40

60

80

100

120D

C (m

g Fe

Cl3.6

H 2O

/L)Turbidez

FósforoCor aparenteDQO

Figura 5.86 – Custo com operação28, em R$/m3, e dosagem de coagulante em função da

eficiência de remoção de turbidez, fósforo, DQO e cor aparente, para ensaio de coagulação-floculação-flotação do efluente da ETE Jardim das Flores (Rio Claro - SP)

28 Preços considerados para cálculo do custo: Cloreto férrico comercial (40% de FeCl3): R$ 600,00/ton (Fonte: SANEAGO, 2005; SEMAE Piracicaba, 2005; SANEPAR, 2005). Custos com a flotação: ver “Anexo E”.

205

6. CONCLUSÕES

6.1 Ensaios de coagulação-floculação com o efluente do reator anaeróbio de leito

expandido

A partir dos resultados obtidos nos ensaios de coagulação-floculação com o efluente

do reator anaeróbio de leito expandido, pode-se chegar às seguintes conclusões:

• O pós-tratamento do efluente do reator anaeróbio de leito expandido por

coagulação/precipitação com cloreto férrico se mostrou viável operacionalmente, tanto

com etapa final de separação de sólidos por sedimentação quanto por flotação por ar

dissolvido;

• A coagulação/precipitação do efluente do RALEx, para mesmas dosagens de cloreto

férrico, geralmente resultou em eficiências mais elevadas de remoção de turbidez,

DQO e fósforo com o uso da flotação por ar dissolvido do que com o uso da

sedimentação;

• Em todos os diagramas obtidos, tanto relativos a ensaios de sedimentação quanto de

flotação, ocorreu uma região, aproximadamente em valores de pH entre 5 e 7 e

dosagem de coagulante superior a 60 mg/l de FeCl3.6H20, que se mostrou adequada à

coagulação do efluente do RALEx, a qual coincidiu aproximadamente com o entorno

da linha dos pontos isoelétricos (ver Figura 5.25);

• Tanto com o emprego da sedimentação quanto da flotação por ar dissolvido, nas

condições operacionais empregadas, para as amostras estudadas, a adição de ácido

(ácido clorídrico) geralmente elevou a eficiência da coagulação/precipitação do

efluente do RALEx, enquanto a adição de base (hidróxido de sódio) geralmente

prejudicou a coagulação/precipitação. Contudo, em virtude da elevada alcalinidade do

efluente do RALEx, a correção do pH com adição de HCl não foi a condição mais

viável economicamente em todas as circunstâncias testadas, sendo mais econômico o

aumento da dosagem de cloreto férrico para se obter maior remoção de turbidez, DQO

e fósforo;

206

• Em virtude da conclusão anterior, deduz-se também que a elaboração de diagramas de

coagulação é desnecessária na investigações das dosagens de coagulante mais

adequadas para coagulação/precipitação do efluente do RALEx; nesse caso, apenas os

parâmetros operacionais (Gm, Tm, Gf, Tf, etc.) e a dosagem de coagulante precisam

ser investigados. É de se esperar que comportamento semelhante seja observado em

efluentes de outros reatores anaeróbios que apresentem alcalinidade no efluente em

concentrações similares às observadas no RALEx;

• A faixa de pH mais adequada para coagulação do efluente do RALEx situou-se

geralmente em valores de pH mais baixos do que os resultantes da simples adição de

cloreto férrico (i.e., sem a adição de ácido). Este fato pode ser benéfico para a

eficiência global de um sistema anaeróbio-coagulação/precipitação, por exemplo,

durante a fase de partida do reator anaeróbio ou quando houver sobrecargas orgânicas,

quando geralmente a eficiência do reator anaeróbio é menor, o pH pode se tornar mais

baixo e a capacidade de tamponamento (alcalinidade) no efluente é reduzida;

• Da comparação entre todos os diagramas obtidos para coagulação/precipitação do

RALEx, verifica-se que, de modo geral, as regiões de maior eficiência de remoção

coincidem nos diagramas de turbidez, DQO, e fósforo, de sorte que, por exemplo, a

eficiência de remoção de turbidez indica a região de melhor remoção de DQO e

fósforo;

• Apesar de terem sido realizados ensaios apenas em escala de laboratório, os resultados

obtidos, com elevadas eficiências de remoção de turbidez, DQO e fósforo, confirmam

os resultados de trabalhos anteriores, que indicam haver grande aplicabilidade de uso

de sistemas de tratamento de esgoto sanitário utilizando-se reatores anaeróbios

seguidos de pós-tratamento por coagulação/precipitação.

6.2 Ensaios de coagulação-floculação com o licor misto do tanque de aeração da ETE

Jardim das Flores

Com base nos resultados dos ensaios de coagulação/precipitação com o licor misto do

tanque de aeração da ETE Jardim das Flores, podem ser ressaltadas as seguintes conclusões:

• A coagulação desse efluente com cloreto férrico, com separação final por

sedimentação, possibilitou elevadas eficiências de remoção de turbidez, DQO e

fósforo, mostrando-se aplicável principalmente em situações em que a remoção seja

207

prioritária. Por exemplo, para dosagem de 80 mg de FeCl3.6H2O/L29, sem correção de

pH (pH de coagulação igual a 6,2), obtiveram-se eficiências adicionais de remoção

(i.e., em relação ao sobrenadante do licor misto) de turbidez, DQO e fósforo de,

respectivamente, 80%, 72% e 85%, ao custo de R$ 0,07/m3, considerando-se apenas o

custo com produtos químicos;

• Os diagramas de coagulação referentes ao licor misto indicaram que a faixa de pH na

qual a coagulação ocorria eficientemente, com menores dosagens de coagulante,

situava-se geralmente na faixa ácida (pH entre 5,0 e 7,0, aproximadamente). Embora

não seja aplicável a correção “proposital” do pH do licor misto de um sistema de um

sistema de lodo ativado, principalmente em virtude do risco de causar problemas à

população microbiana presente no reator, p.ex., na ETE Jardim das Flores o pH do

licor misto era influenciado pela adição de cal na unidade precedente (UASB).

Observa-se, portanto, que esse procedimento, embora reduzisse a liberação de maus

odores, seria prejudicial à coagulação (e precipitação) no licor misto, se se adotasse a

aplicação de cloreto férrico no tanque de aeração da ETE Jardim das Flores;

• Considerando-se as condições empregadas nesta pesquisa, a flotação por ar dissolvido

não apresentou bons resultados como etapa final de separação para a coagulação do

licor misto exclusivamente com cloreto férrico (i.e., sem o uso de auxiliares de

coagulação/floculação), de modo que quanto maior a dosagem desse coagulante,

menores foram as eficiências de remoção de partículas por flotação. Entretanto, a

flotação removeu eficientemente os sólidos do licor misto quando não se adicionou

qualquer coagulante.

6.3 Ensaios de coagulação-floculação com o efluente da ETE Jardim das Flores

Os resultados dos ensaios de coagulação-floculação com o efluente da ETE Jardim das

Flores permitem chegar às seguintes conclusões:

• A coagulação/precipitação do efluente final da ETE não apresentou bons resultados na

remoção de turbidez, DQO e fósforo, quando a etapa de separação era a sedimentação.

As razões para isso provavelmente dizem respeito tanto à falta de oportunidades de

contato entre as partículas (nas etapas de coagulação e floculação) quanto à baixa

29 Se fosse empregado cloreto férrico comercial essa dosagem seria equivalente a 48 mg de FeCl3/L.

208

sedimentabilidade das partículas formadas, já que as eficiências foram razoáveis

quando a separação de fases foi feita por flotação por ar dissolvido;

• Em comparação com a sedimentação, a flotação se mostrou relativamente eficiente na

separação de partículas na coagulação do efluente final da ETE Flores. É possível,

entretanto, que resultados ainda melhores pudessem ser obtidos com uso de auxiliares

de floculação (p.ex., polieletrólitos), de modo que se sugere o estudo desta

possibilidade em futuras pesquisas;

• Nas condições de ensaio investigadas, a coagulação-floculação-flotação do efluente da

ETE Jardim das Flores apresentou maior relação “benefício/custo” com o emprego

“exclusivo” de cloreto férrico, ou seja, sem adição de HCl ou NaOH;

• Em comparação com a coagulação/precipitação do licor misto (co-precipitação), nas

condições investigadas nesta pesquisa, a coagulação/precipitação do efluente final da

ETE Jardim das Flores (pós-precipitação) se mostrou menos atrativa, na medida que,

para mesmas dosagens de cloreto férrico, a co-precipitação possibilitou maiores

eficiências de remoção de turbidez e DQO (embora as remoções de fósforo tenham

sido “similares”).

209

7. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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217

Anexo A

Perfis 24 horas:

• Reator Anaeróbio de leito expandido (RALEx)

• ETE Jardim das Flores - Rio Claro-SP

218

Res

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Condutividade(µS/cm a 25ºC)

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ST(mg/l)

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otal

(mg

P/l)

SST

(mg/

l)

SSF

(mg/

l)

SSV

(mg/

l)

SS

(ml/l

)

29/4/2003 09:00 6,98 316 282 287 10,2 254 26 228 - 29/4/2003 11:00 7,00 784 289 380 9,0 298 43 255 - 29/4/2003 13:00 6,77 656 251 339 8,0 274 39 235 - 29/4/2003 15:00 7,43 712 235 372 6,9 319 55 264 - 29/4/2003 17:00 8,35 364 223 302 6,8 287 53 234 - 29/4/2003 19:00 7,42 642 238 342 6,8 267 39 228 - 29/4/2003 21:00 8,25 918 222 343 5,9 265 43 222 - 29/4/2003 23:00 7,49 554 195 244 5,5 214 30 184 - 30/4/2003 01:00 7,27 374 186 171 5,6 161 19 142 - 30/4/2003 03:00 7,17 354 145 139 5,4 150 20 130 - 30/4/2003 05:00 7,20 234 108 92 4,0 91 5 86 - 30/4/2003 07:00 7,90 258 104 88 3,7 112 21 91 -

29/4/2003 09:00 7,25 96 70 58 6,0 21 3 18 - 29/4/2003 11:00 7,30 108 62 35 5,9 33 6 27 - 29/4/2003 13:00 7,15 103 84 58 6,2 26 3 23 - 29/4/2003 15:00 7,15 118 66 46 6,6 30 4 26 - 29/4/2003 17:00 7,09 133 71 64 6,5 34 6 28 - 29/4/2003 19:00 7,24 107 64 54 6,2 23 3 20 - 29/4/2003 21:00 7,15 128 75 88 6,2 31 5 26 - 29/4/2003 23:00 7,12 137 78 78 6,2 36 7 29 - 30/4/2003 01:00 7,06 117 77 49 6,0 37 4 33 - 30/4/2003 03:00 7,12 237 96 59 5,9 28 4 24 - 30/4/2003 05:00 7,23 118 70 56 6,1 29 6 23 - 30/4/2003 07:00 7,12 115 67 80 5,7 25 4 21 -

29/4/2003 09:00 - - 32 - - 1.174 394 780 56 29/4/2003 11:00 - - 39 - - 326 98 228 9 29/4/2003 13:00 - - 40 - - 907 296 611 56 29/4/2003 15:00 - - 39 - - 913 300 613 44 29/4/2003 17:00 - - 42 - - 974 324 650 46 29/4/2003 19:00 - - 95 - - 942 284 658 44 29/4/2003 21:00 - - 34 - - 870 284 586 46 29/4/2003 23:00 - - 42 - - 804 255 549 38 30/4/2003 01:00 - - 52 - - 577 187 390 26 30/4/2003 03:00 - - 47 - - 122 35 87 1 30/4/2003 05:00 - - 55 - - 233 71 162 4 30/4/2003 07:00 - - 27 - - 818 265 553 32

29/4/2003 09:00 7,17 60 - 2 5,8 15 3 12 - 29/4/2003 11:00 7,16 87 - 20 5,8 28 7 21 - 29/4/2003 13:00 7,19 87 - 23 5,9 36 9 27 - 29/4/2003 15:00 7,20 104 - 19 5,9 31 8 23 - 29/4/2003 17:00 7,25 72 - 19 6,0 28 7 21 - 29/4/2003 19:00 7,24 73 - 18 6,1 27 6 21 - 29/4/2003 21:00 7,24 75 - 16 5,3 22 5 17 - 29/4/2003 23:00 7,25 72 - 20 5,4 27 6 21 - 30/4/2003 01:00 7,27 78 - 18 5,6 26 6 20 - 30/4/2003 03:00 7,29 66 - 13 5,3 16 3 13 - 30/4/2003 05:00 7,27 88 - 11 5,5 15 3 12 - 30/4/2003 07:00 7,29 71 - 11 5,7 15 3 12 -

- Determinações não realizadas

Resultados referentes ao perfil 24 horas realizado entre 29 e 30 de abril de 2003 na ETE Jardim das Flores - Rio Claro - SP.

Afluente do reator anaeróbio de manta de lodo (UASB)

Efluente do reator anaeróbio de manta de lodo (UASB)

Efluente do Decantador

Efluente do reator de Lodo Ativado

220

Anexo B

Resultados dos ensaios de coagulação-floculação com o efluente do Reator

Anaeróbio de Leito Expandido (RALEx)

221

Resultados dos ensaios para elaboração de diagramas de coagulação-floculação-

sedimentação com o efluente do RALEx – Manhã (1ª série)

222

Ensaios de coagulação-floculação-sedimentação

Nº ensaio: 1 Amostra: Efluente RALEx Data/horário coleta: 28/11/2002 08:00Horário início: 10h Data ensaio: 28/11/2002 Temp. amostra coleta: 26º C

Características da amostra bruta no início do ensaio.

pH: 6,92 Turbidez: 63,2 NTU Condutividade: 449 µS/cm a 25ºCTemperatura: 26º C DQO: 94 mg/l Fósforo total: 3,50 mg P/L Cor ap.: 566 uC

Parâmetros de mistura, floculação e sedimentação:

Gm: 500 s-1 (250 rpm) Tm: 30 s Ts(Vs): 5 min (1,4 cm/min)Gf: 40 s-1 (50 rpm) Tf: 15 min. CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/L

1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** - - - - - -pHi 6,92 6,92 6,92 6,92 6,92 6,92 pHcoag. 6,92 6,85 6,74 6,63 6,54 6,43 DC (mg/L) *** 10 20 40 60 80 100 Turbidez (NTU) 37,3 54,2 47,2 21,8 14,1 10,7 Cor aparente (uC) 486 538 518 144 203 116 Condut. (µS/cm a 25ºC) 466 470 477 484 491 501 DQO (mg/L) 116 115 104 77 52 44 Fósforo (mg P/L) 3,6 3,5 3,3 2,0 1,1 0,7

7 8 9 10 11 12NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** - - - - - -pHi 6,92 6,92 6,92 6,92 6,92 6,92 pHcoag. 6,34 6,24 6,10 5,86 5,37 4,20 DC (mg/L) *** 120 140 160 200 250 300 Turbidez (NTU) 9,6 7,0 6,2 7,5 5,2 73,4 Cor aparente (uC) 80 85 60 112 65 478 Condut. (µS/cm a 25ºC) 509 517 525 539 559 598 DQO (mg/L) 37 31 48 35 24 93 Fósforo (mg P/L) 0,5 0,4 0,4 0,4 0,3 2,7

* Solução 5% de NaOH** Solução 3,7% de HCl*** Dosagem de cloreto férrico , em mg/L de FeCl3.6H2O.

Reator

Reator

223


Nº ensaio: 2 Amostra: Efluente RALEx Data/horário coleta: 28/11/2002 08:00Horário início: 11h05min Data ensaio: 28/11/2002 Temp. amostra coleta: 26º C





1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 0,60 0,60 0,60 0,60 0,60 0,60 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 7,50 7,50 7,50 7,50 7,50 7,50 pHcoag. 7,35 7,22 7,06 6,92 6,81 6,71 DC (mg/L) *** 10 20 40 60 80 100 Turbidez (NTU) 53,0 48,1 44,2 26,9 16,6 12,6 Cor aparente (uC) 486 508 495 327 247 185 Condut. (µS/cm a 25ºC) 499 501 510 515 526 537 DQO (mg/L) 124 123 110 73 58 53 Fósforo (mg P/L) 3,6 3,1 2,8 1,7 1,1 0,7



Reator

Reator

224










Reator

Reator

225







1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 2,40 2,40 2,40 2,40 2,40 2,40 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 8,92 8,92 8,92 8,92 8,92 8,92 pHcoag. 8,73 8,62 8,38 8,13 7,64 7,35 DC (mg/L) *** 20 40 60 80 100 120 Turbidez (NTU) 43,7 39,8 25,2 18,0 14,6 13,4 Cor aparente (uC) 540 498 369 284 244 243 Condut. (µS/cm a 25ºC) 535 554 574 594 609 627 DQO (mg/L) 118 107 80 71 56 -Fósforo (mg P/L) 3,4 3,0 2,0 1,3 1,0 1,0



Reator

Reator

226










Reator

Reator

227







1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 12,00 12,00 12,00 12,00 12,00 12,00 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 11,04 11,04 11,04 11,04 11,04 11,04 pHcoag. 11,02 11,00 10,94 10,86 10,77 10,69 DC (mg/L) *** 20 40 60 80 100 120 Turbidez (NTU) 29,4 31,3 19,3 18,1 16,3 17,6 Cor aparente (uC) 362 390 297 294 279 305 Condut. (µS/cm a 25ºC) 1.208 1.199 1.180 1.144 1.112 1.102 DQO (mg/L) 96 115 83 81 78 80 Fósforo (mg P/L) 2,8 2,8 2,4 2,3 2,0 2,2

7 8 9 10 11 12NaOH (mL) * 12,00 12,00 12,00 12,00 12,00 12,00 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 11,04 11,04 11,04 11,04 11,04 11,04 pHcoag. 10,54 10,39 10,21 10,02 9,83 9,62 DC (mg/L) *** 150 200 250 300 350 400 Turbidez (NTU) 13,4 13,2 9,9 9,9 7,4 7,3 Cor aparente (uC) 255 273 223 228 182 178 Condut. (µS/cm a 25ºC) 1.072 1.057 1.057 1.045 1.053 1.075 DQO (mg/L) 70 69 68 69 58 52 Fósforo (mg P/L) 1,9 1,5 1,3 1,1 0,9 0,7


Reator

Reator

228




pH: 6,89 Turbidez: 44 NTU Condutividade: 474 µS/cm a 25ºCTemperatura: 26º C DQO: 88 mg/l Fósforo total: 3,20 mg P/L Cor ap.: 536 uC



1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** 1,50 1,50 1,50 1,50 1,50 1,50 pHi 6,41 6,41 6,41 6,41 6,41 6,41 pHcoag. 6,38 6,36 6,28 6,18 6,07 5,96 DC (mg/L) *** 10 20 40 60 80 100 Turbidez (NTU) 40,1 41,0 25,7 12,3 6,1 7,4 Cor aparente (uC) 478 495 355 190 94 98 Condut. (µS/cm a 25ºC) 500 503 509 516 523 530 DQO (mg/L) 94 - 72 43 33 30 Fósforo (mg P/L) 3,4 3,5 2,6 1,4 0,6 0,5

7 8 9 10 11 12NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** 1,50 1,50 1,50 1,50 1,50 1,50 pHi 6,41 6,41 6,41 6,41 6,41 6,41 pHcoag. 5,84 5,69 5,41 4,67 3,55 3,22 DC (mg/L) *** 120 140 160 200 250 300 Turbidez (NTU) 7,1 7,3 4,7 2,7 61,9 64,7 Cor aparente (uC) 95 112 73 56 880 920 Condut. (µS/cm a 25ºC) 540 547 557 577 697 852 DQO (mg/L) 40 29 32 29 89 112 Fósforo (mg P/L) 0,5 0,5 0,3 0,3 2,7 3,1


Reator

Reator

229







1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** 3,00 - 3,00 3,00 3,00 -pHi 5,92 - 5,92 5,92 5,92 -pHcoag. 5,90 - 5,72 5,58 5,28 -DC (mg/L) *** 10 - 40 60 80 -Turbidez (NTU) 41,1 - 14,3 8,1 9,2 -Cor aparente (uC) 493 - 202 112 116 -Condut. (µS/cm a 25ºC) 524 - 536 544 555 -DQO (mg/L) 134 - 48 46 27 -Fósforo (mg P/L) 3,5 - 1,8 0,6 0,6 -



Reator

Reator

230








7 8 9 10 11 12NaOH (mL) * 25,00 25,00 25,00 25,00 25,00 25,00 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 11,74 11,80 11,80 11,80 11,80 11,80 pHcoag. 11,55 11,65 11,59 11,59 11,53 11,49 DC (mg/L) *** 150 200 250 300 350 400 Turbidez (NTU) 9,1 7,3 6,6 6,5 6,5 6,4 Cor aparente (uC) 197 170 161 180 175 168 Condut. (µS/cm a 25ºC) 2.850 2.870 2.790 2.670 2.570 2.520 DQO (mg/L) - - 69 67 55 55 Fósforo (mg P/L) 1,7 1,7 1,7 1,9 1,8 1,9


Reator

Reator

231


sedimentação com o efluente do RALEx – Manhã (2ª série)

232




pH: 6,88 Turbidez: 80,5 NTU Condutividade: 416 µS/cm a 25ºCTemperatura: 25º C DQO: 145 mg/L Fósforo total: 3,33 mg P/L



1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** - - - - - -pHi 6,88 6,88 6,88 6,88 6,88 6,88 pHcoag. 6,84 6,78 6,67 6,58 6,48 6,39 DC (mg/L) *** 10 20 40 60 80 100 Turbidez (NTU) 66,4 64,2 57,6 29,4 17,6 11,1 Condut. (µS/cm a 25ºC) 450 452 458 465 475 483 DQO (mg/L) 132 112 120 80 63 53 Fósforo (mg P/L) 3,17 3,18 3,01 1,57 0,90 0,45


* Solução 5% de NaOH** Solução 3,7% de HCl*** Dosagem de cloreto férrico, em mg/L de FeCl3.6H2O

Reator

Reator

233




pH: 6,75 Turbidez: 63,3 NTU Condutividade:Temperatura: 25º C DQO: 139 mg/l Fósforo total: 3,35 mg P/L



1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 0,80 0,80 0,80 0,80 0,80 0,80 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 7,44 7,44 7,44 7,44 7,44 7,44 pHcoag. 7,38 7,18 7,06 6,83 6,68 6,55 DC (mg/L) *** 10 20 40 60 80 100 Turbidez (NTU) 47,8 39,7 31,4 23,2 13,2 6,7 Condut. (µS/cm a 25ºC) 495 492 503 508 516 522 DQO (mg/L) 134 117 93 79 60 56 Fósforo (mg P/L) 3,34 3,14 2,44 1,73 0,95 0,61



Reator

Reator

234




pH: 6,78 Turbidez: 53,7 NTU Condutividade: 449 µS/cm a 25ºCTemperatura: 25º C DQO: 141 mg/l Fósforo total: 3,38 mg P/L






Reator

Reator

235










Reator

Reator

236







1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 5,00 5,00 5,00 5,00 5,00 5,00 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 9,68 9,68 9,68 9,68 9,68 9,68 pHcoag. 9,53 9,46 9,37 9,28 9,19 9,09 DC (mg/L) *** 20 40 60 80 100 120 Turbidez (NTU) 45,5 40,6 28,1 31,9 23,5 22,5 Condut. (µS/cm a 25ºC) 596 609 622 635 654 694 DQO (mg/L) 119 104 84 95 80 78 Fósforo (mg P/L) 3,14 - 2,25 2,22 1,66 1,49



Reator

Reator

237




pH: 6,98 Turbidez: 46,3 NTU Condutividade: 447 µS/cm a 25ºCTemperatura: 24,5º C DQO: 124 mg/l Fósforo total: 3,35 mg P/L






Reator

Reator

238




pH: 6,91 Turbidez: 41,8 NTU Condutividade: 454 µS/cm a 25ºCTemperatura: 24,5º C DQO: 119 mg/l Fósforo total: 3,23 mg P/L



1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** 1,50 1,50 1,50 1,50 1,50 1,50 pHi 6,39 6,39 6,39 6,39 6,39 6,39 pHcoag. 6,38 6,31 6,22 6,10 5,99 5,84 DC (mg/L) *** 10 20 40 60 80 100 Turbidez (NTU) 39,3 39,1 19,4 10,5 7,8 8,6 Condut. (µS/cm a 25ºC) 483 485 493 500 507 518 DQO (mg/L) 113 114 70 53 46 47 Fósforo (mg P/L) 3,12 3,14 1,66 0,65 0,39 0,40



Reator

Reator

239










Reator

Reator

240


sedimentação com o efluente do RALEx – Tarde

241



Características da amostra bruta no início do ensaio:

pH: 6,79 Turbidez: 158 NTU Condutividade: 523 µS/cm a 25ºCTemperatura: 26º C DQO: 277 mg/L Fósforo total: 5,35 mg P/l


Gm: 800 s-1 (350 rpm) Tm: 5 s Ts(Vs): 5 min (1,4 cm/min)Gf: 15 s-1 (27 rpm) Tf: 15 min. CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/l

1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** - - - - - -pHi 6,79 6,79 6,79 6,79 6,79 6,79 pHcoag. 6,78 6,73 6,64 6,54 6,45 6,36 DC (mg/L) *** 10 20 40 60 80 100 Turbidez (NTU) 140 136 128 110 75,9 35,9 Condut. (µS/cm a 25ºC) 522 524 529 534 541 548 DQO (mg/L) 249 252 240 212 181 118 Fósforo (mg P/L) 5,24 5,37 5,51 5,17 4,21 1,96



Reator

Reator

242







1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 1,20 1,20 1,20 1,20 1,20 1,20 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 7,50 7,50 7,50 7,50 7,50 7,50 pHcoag. 7,27 7,10 6,98 6,82 6,71 6,58 DC (mg/L) *** 20 40 60 80 100 120 Turbidez (NTU) 126 120 96,6 57,0 40,3 22,0 Condut. (µS/cm a 25ºC) 583 589 595 599 609 617 DQO (mg/L) 251 242 211 161 134 102 Fósforo (mg P/L) 5,22 5,05 4,67 3,30 2,23 0,83



Reator

Reator

243










Reator

Reator

244




pH: 6,74 Turbidez: 114 NTU Condutividade: 515 µS/cm a 25ºCTemperatura: 25,5º C DQO: 288 mg/L Fósforo total: 5,57 mg P/l



1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 5,00 5,00 5,00 5,00 5,00 5,00 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 9,49 9,49 9,49 9,49 9,49 9,49 pHcoag. 9,54 9,47 9,38 9,28 9,17 9,05 DC (mg/L) *** 20 40 60 80 100 120 Turbidez (NTU) 109 79,4 64,5 52,7 41,9 40,8 Condut. (µS/cm a 25ºC) 670 685 699 717 739 758 DQO (mg/L) 256 221 205 181 165 161 Fósforo (mg P/L) 5,16 4,66 3,98 3,18 2,38 2,05



Reator

Reator

245




pH: 6,93 Turbidez: 118 NTU Condutividade: 515 µS/cm a 25ºCTemperatura: 25,5º C DQO: 279 mg/L Fósforo total: 5,41 mg P/l



1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 12,00 12,00 12,00 12,00 12,00 12,00 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 10,96 10,96 10,96 10,96 10,96 10,96 pHcoag. 10,84 10,76 10,71 10,61 10,62 10,58 DC (mg/L) *** 20 40 60 80 100 120 Turbidez (NTU) 104 94,3 71,1 53,1 43,7 43,6 Condut. (µS/cm a 25ºC) 1.139 1.113 1.119 1.094 1.130 1.132 DQO (mg/L) 255 250 225 203 184 185 Fósforo (mg P/L) 4,93 4,89 4,43 3,75 3,33 3,15

7 8 9 10 11 12NaOH (mL) * 12,00 12,00 12,00 12,00 12,00 12,00 HCl (mL) ** - - - - - -pHi 10,96 10,96 10,96 10,96 10,96 10,96 pHcoag. 10,43 10,29 10,12 9,95 9,76 9,60 DC (mg/L) *** 150 200 250 300 350 400 Turbidez (NTU) 48,2 47,7 52,9 60,1 61,4 48,1 Condut. (µS/cm a 25ºC) 1.125 1.131 1.131 1.125 1.118 1.140 DQO (mg/L) 185 183 185 197 182 169 Fósforo (mg P/L) 3,01 2,69 2,91 3,15 3,11 2,36


Reator

Reator

246










Reator

Reator

247







1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** 2,50 2,50 2,50 2,50 2,50 2,50 pHi 6,20 6,20 6,20 6,20 6,20 6,20 pHcoag. 6,20 6,17 6,10 6,02 5,93 5,79 DC (mg/L) *** 10 20 40 60 80 100 Turbidez (NTU) 113 106 93,2 58,8 10,8 7,3 Condut. (µS/cm a 25ºC) 568 571 578 583 588 596 DQO (mg/L) 249 249 229 191 94 71 Fósforo (mg P/L) 4,95 4,74 4,81 3,97 1,01 0,43

7 8 9 10 11 12NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** 2,50 2,50 2,50 2,50 2,50 2,50 pHi 6,20 6,20 6,20 6,20 6,20 6,20 pHcoag. 5,67 5,48 5,24 4,64 3,84 3,51 DC (mg/L) *** 120 140 160 200 250 300 Turbidez (NTU) 9,8 16,5 8,4 106 154 139 Condut. (µS/cm a 25ºC) 605 616 627 654 744 855 DQO (mg/L) 80 85 73 232 262 255 Fósforo (mg P/L) 0,54 0,61 0,44 4,50 4,82 4,47


Reator

Reator

248







1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** 3,50 3,50 3,50 3,50 3,50 3,50 pHi 5,93 5,93 5,93 5,93 5,93 5,93 pHcoag. 5,72 5,60 5,43 5,23 4,46 3,86 DC (mg/L) *** 40 60 80 100 140 180 Turbidez (NTU) 97,3 14,5 4,2 4,4 99,2 129 Condut. (µS/cm a 25ºC) 590 605 615 624 656 725 DQO (mg/L) 228 88 66 66 190 234 Fósforo (mg P/L) 5,06 2,00 0,44 0,37 3,95 4,48

7 8 9 10 11 12NaOH (mL) * - - - - - -HCl (mL) ** 4,00 4,00 4,00 4,00 4,00 4,00 pHi 5,72 5,72 5,72 5,72 5,72 5,72 pHcoag. 5,52 5,35 5,09 4,84 4,06 3,66 DC (mg/L) *** 40 60 80 100 140 180 Turbidez (NTU) 88,6 14,8 11,7 109 148 127 Condut. (µS/cm a 25ºC) 612 620 628 593 701 787 DQO (mg/L) 223 91 84 260 245 240 Fósforo (mg P/L) 4,51 1,33 0,76 5,13 4,74 4,58


Reator

Reator

249

Resultados dos ensaios Complementares de coagulação-floculação-sedimentação com

o efluente do RALEx

250

Ensaios de coagulação-floculação-sedimentaçãoAjuste dos parâmetros de mistura rápida

Nº ensaio: 1 Amostra: Efluente RALEx Data/horário coleta: 28/8/2003 08:00Horário início: 14h30min Data ensaio: 28/8/2003 Temp. amostra coleta: 20,5º C


pH: 6,99 Turbidez: 75,0 NTU Condutividade: 429 µS/cm a 25ºCTemperatura: 20,5º C DQO: 157 mg/l P (mg/l): 3,50 mg P/l

Parâmetros fixos:

Gf: 40 s-1 (50 rpm) Tf: 15 min. CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/lVs1 (Ts1): 4,2cm/min (1:40) Vs2 (Ts2): 1,4cm/min (4:40) Vs3 (Ts3): 0,5cm/min (12:24)

1 2 3 4 5 6Gm (s-1) 350 350 350 350 350 350Tm (s) 5 10 20 30 45 60pHi 6,99 6,99 6,99 6,99 6,99 6,99 pHcoag. 6,44 6,44 6,44 6,44 6,44 6,44 DC (mg FeCl3.6H2O/l) 100 100 100 100 100 100 Condut. (µS/cm a 25ºC) 477 477 477 477 477 477 Turbidez (NTU) - Vs1 38,2 45,5 53,5 51,8 68,1 65,5 Turbidez (NTU) - Vs2 4,4 4,1 6,4 9,0 6,7 11,5 Turbidez (NTU) - Vs3 2,3 2,3 3,6 3,5 4,3 5,5 DQO (mg/l) - Vs2 30 27 32 52 38 40 Fósforo (mg P/l) - Vs2 0,13 0,12 0,18 0,31 0,17 0,33


Reator

Reator

251


Nº ensaio: 2 Amostra: Efluente RALEx Data/horário coleta: 28/8/2003 08:00Horário início: 17h30min Data ensaio: 28/8/2003 Temp. amostra coleta: 20,5º C



Parâmetros fixos:




Reator

Reator

252


Nº ensaio: 3 Amostra: Efluente RALEx Data/horário coleta: 28/8/2003 08:00Horário início: 21h Data ensaio: 28/8/2003 Temp. amostra coleta: 20,5º C


pH: 7,06 Turbidez: 65,1 NTU Condutividade: 415 µS/cm a 25ºCTemperatura: 20º C DQO: 154 mg/l P (mg/l): 3,50 mg P/l

Parâmetros fixos:




Reator

Reator

253

Ensaios de coagulação-floculação-sedimentaçãoAjuste dos parâmetros de floculação



pH: 6,81 Turbidez: 102 NTU Condutividade: 473 µS/cm a 25ºCTemperatura: 20,5º C DQO: 180 mg/l P (mg/l): 3,87 mg P/l

Parâmetros fixos:

Gm: 350 s-1 Tm: 10 s CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/lVs1 (Ts1): 4,2cm/min (1:40) Vs2 (Ts2): 1,4cm/min (4:40) Vs3 (Ts3): 0,5cm/min (12:24)

1 2 3 4 5 6Gf (s-1) 20 20 20 20 20 20Tf (s) 00:02:30 00:05:00 00:07:30 00:10:00 00:15:00 00:30:00pHi 6,81 6,81 6,81 6,81 6,81 6,81 pHcoag. 6,37 6,37 6,37 6,37 6,37 6,37 DC (mg FeCl3.6H2O/l) 100 100 100 100 100 100 Condut. (µS/cm a 25ºC) 527 527 527 527 527 527 Turbidez (NTU) - Vs1 - 31,9 26,1 25,6 30,8 32,3 Turbidez (NTU) - Vs2 18,8 9,8 9,7 9,1 7,7 9,4 Turbidez (NTU) - Vs3 19,5 13,0 10,5 9,6 6,9 6,6 DQO (mg/l) - Vs2 53 44 47 50 41 40 Fósforo (mg P/l) - Vs2 1,26 0,79 0,63 0,46 0,34 0,34

7 8 9 10 11 12Gf (s-1) 20 20 20 20 20 20Tf (s) 00:25:00 00:30:00 00:45:00 01:00:00 01:15:00 01:30:00pHi 6,81 6,81 6,81 6,81 6,81 6,81 pHcoag. 6,37 6,37 6,37 6,37 6,37 6,37 DC (mg FeCl3.6H2O/l) 100 100 100 100 100 100 Condut. (µS/cm a 25ºC) 527 527 527 527 527 527 Turbidez (NTU) - Vs1 42,1 53,6 50,1 60,2 64,9 68,0 Turbidez (NTU) - Vs2 7,8 9,7 11,8 10,0 9,8 12,2 Turbidez (NTU) - Vs3 6,1 6,3 6,1 5,9 5,4 12,2 DQO (mg/l) - Vs2 40 44 43 42 39 52 Fósforo (mg P/l) - Vs2 0,30 0,40 0,46 0,39 0,39 0,46

Reator

Reator

254





Parâmetros fixos:




Reator

Reator

255





Parâmetros fixos:




Reator

Reator

256





Parâmetros fixos:




Reator

Reator

257




pH: 6,96 Turbidez: 75 NTU Condutividade: 477 µS/cm a 25ºCTemperatura: 21,6º C DQO: 174 mg/l P (mg/l): 3,87 mg P/l

Parâmetros fixos:


1 2 3 4 5 6Gf (s-1) 80 80 80 80 80 80Tf (s) 00:02:30 00:05:00 00:07:30 00:10:00 00:15:00 00:30:00pHi 6,96 6,96 6,96 6,96 6,96 pHcoag. 6,43 6,43 6,43 6,43 6,43 DC (mg FeCl3.6H2O/l) 100 100 100 100 100 Condut. (µS/cm a 25ºC) 528 528 528 528 528 Turbidez (NTU) - Vs1 49,1 57,6 63,3 73,8 70,6 Turbidez (NTU) - Vs2 11,1 9,3 10,4 11,9 14,7 Turbidez (NTU) - Vs3 8,7 5,8 7,1 8,9 7,9 DQO (mg/l) - Vs2 51 38 43 46 46 Fósforo (mg P/l) - Vs2 0,80 0,54 0,50 0,60 0,67


Reator

Reator

258





Parâmetros fixos:




Reator

Reator

259

Coleta:Amostra: Efluente RALEx Data/horário coleta:Temp. Amostra: 25º C Temp. Ambiente 23º C

Ensaio:Ensaio: 1 Data/horário início:

Características da amostra bruta no início do ensaio:pH: 6,85 Turbidez: 115 NTU Condutividade: 490 µS/cm a 25ºCTemperatura: 24º C DQO: 165 mg/l P (mg/l): 3,30 mg P/l

Parâmetros fixos:Gm: 350 s-1 Tm: 10 sGf: 30 s-1 Tf: 10 min CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/lVs (Ts): 0,5 (11min36s); 1,4 (4min21s); 2,3 (2min47s); 3,2 (2min6s) e 4,2 cm/min (1min40s)

HCl - 3,7% (ml)pHiDCpHcoag.CondutividadeTurbidez Vs1Turbidez Vs2Turbidez Vs3Turbidez Vs4Turbidez Vs5DQO Vs1DQO Vs2DQO Vs3DQO Vs4DQO Vs5P (mg/l) Vs1P (mg/l) Vs2P (mg/l) Vs3P (mg/l) Vs4P (mg/l) Vs5

0,630,43

8/9/2003 08h45min

9/9/2003 8h

411,820,970,74

9968

57130,9

5456

17,710,38,92,95

11,922,939,5577

6892

2,156,14

1,44433951

0,100,280,490,930,98

0,660,660,54

575455

1,37

10,58,928668

51931,720,212,1

605,47

06,851006,44 5,29

805,843,5

Ensaios de coagulação-floculação-sedimentaçãoCurvas de Sedimentação

Reator1 2 3

3,55,84

260

Resultados dos ensaios Preliminares de coagulação-floculação-flotação com o

efluente do RALEx

261

Ensaios preliminares: otimização do tempo e gradiente de floculação

Coleta:

Amostra: Efluente RALEx Data/horário coleta: 25/7/2003 8hTemp. amostra coleta: 22ºC Temp. ambiente na ETE: 19ºC

Ensaio:

Nº ensaio: 1 Data/horário início: 25/7/2003 11h

Parâmetros fixos:

Gm: 800 s-1 (350 rpm) DC: 60 mg (FeCl3.6H2O)/l CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/lTm: 5 s Tf: 15 min R (%): 20%Vf (Tflot): 20 cm/min (1:30) Psat: 450 kgf/cm2


Temperatura: 22ºC Turbidez: 98,2 NTU Condutividade: 390 µS/cm a 25ºCpH: 6,96 DQO: 174 mg/l P (mg/l): 3,24 mg P/l

1 2 3 4Gf (s-1) 60 80 100 120NaOH (ml) * - - - -HCl (ml) ** 2,00 2,00 2,00 2,00pHi 6,39 6,39 6,39 6,39pHcoag. 6,01 6,63 6,51 6,38

406 407 408 4082,58 1,88 1,87 1,9429 31 25 29

0,30 0,26 0,22 0,25

* Solução 5% de NaOH** Solução 3,7% de HCl*** Dosagem, em mg/l, de FeCl3.6H2O

DQO (mg/l)P (mg/l)

Ensaios de coagulação-floculação-flotação

Reator

Condutividade (µS/cm)Turbidez (NTU)

262


Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





405 410 405 4123,08 2,89 2,00 1,8231 30 23 22

0,32 0,36 0,30 0,26


DQO (mg/l)P (mg/l)


Reator


263


Coleta:


Ensaio:

Nº ensaio: 3 Data/horário início: 25/7/2003 16h10min

Parâmetros fixos:





414 409 409 4113,12 2,84 2,48 1,7531 26 24 30

0,37 0,34 0,30 0,25


DQO (mg/l)P (mg/l)


Reator


264

Ensaios preliminares: otimização da razão de recirculação

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:

Gm: 800 s-1 (350 rpm) DC: 60 mg (FeCl3.6H2O)/l CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/lTm: 5 s Tf: 10 min Gf: 100 s-1

Vf (Tflot): 20 cm/min (1:30) Psat: 450 kgf/cm2



1 2 3 4Recirculação 3% 6% 9% 12%NaOH (ml) * - - - -HCl (ml) ** 2,00 2,00 2,00 2,00pHi 6,30 6,30 6,30 6,30pHcoag. 6,00 6,00 6,00 6,00

461 450 443 44413,4 8,5 7,0 1,663 40 34 29

1,09 0,81 0,80 0,71


DQO (mg/l)P (mg/l)


Reator


265

Ensaios preliminares: otimização da razão de recirculação

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:

Gm: 800 s-1 (350 rpm) DC: 60 mg (FeCl3.6H2O)/l CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/lTm: 5 s Tf: 10 min Gf: 100 s-1

Vf (Tflot): 20 cm/min (1:30) Psat: 450 kgf/cm2



1 2 3 4Recirculação 16% 20% 24% 28%NaOH (ml) * - - - -HCl (ml) ** 2,00 2,00 2,00 2,00pHi 6,35 6,35 6,35 6,35pHcoag. 6,06 6,06 6,06 6,06

427 414 403 4014,8 5,1 5,3 4,930 26 31 29

0,60 0,64 0,58 0,63


DQO (mg/l)P (mg/l)


Reator


266


flotação com o efluente do RALEx – Manhã

267

Coleta:

Amostra: Efluente RALEx Data/horário coleta: 12/8/2003 7h50minTemp. amostra coleta: 20ºC Temp. ambiente na ETE: 14ºC

Ensaio:


Parâmetros fixos:

Gm: 800 s-1 (350 rpm) Gf: 100 s-1 (74 rpm) CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/LTm: 5 s Tf: 10 min R: 16%Vf1 (Tflot1): 20 cm/min (1:30) Vf2 (Tflot2): 10 cm/min (3:00) Psat: 450 ± 10 kPa


Temperatura: 19ºC Turbidez: 84,3 NTU Condutividade: 410 µS/cm a 25ºCpH: 6,93 DQO: 148 mg/L Fósforo total: 3,20 mg P/L

1 2 3 4NaOH (mL) * - - - -HCl (mL) ** - - - -pHi 6,93 6,93 6,93 6,93DC (mg/L) *** 40 60 80 100pHcoag. 6,73 6,63 6,51 6,38

436 442 449 45458,1 43,0 10,6 3,3109 90 52 382,87 2,53 0,50 0,1653,7 38,7 9,5 2,497 78 51 23

2,85 2,41 0,45 0,13



Reator

DQO (mg/L) - Vf2

P (mg/L) - Vf2

Turbidez (NTU) - Vf2

Condutividade (µS/cm a 25ºC)Turbidez (NTU) - Vf1

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1

268

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:




1 2 3 4NaOH (mL) * 1,50 1,50 1,50 1,50HCl (mL) ** - - - -pHi 8,50 8,50 8,50 8,50DC (mg/L) *** 40 60 80 100pHcoag. 7,55 7,33 6,98 6,88

514 524 530 53744,4 30,7 15,0 4,9100 80 44 352,56 1,88 0,71 0,1937,8 28,2 14,0 4,479 65 55 45

2,34 1,77 0,73 0,15


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


269

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





560 585 598 63133,4 30,7 28,0 12,284 80 79 59

1,84 1,55 1,19 0,3926,3 25,8 22,5 11,468 80 66 48

1,62 1,32 1,03 0,35


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


270

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





651 680 704 78235,4 39,6 42,2 25,684 89 95 72

2,12 2,10 1,88 0,8827,0 27,3 33,3 17,292 75 88 58

2,31 1,84 1,76 0,61


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


271

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





1435 1539 1670 180353,4 17,1 8,9 7,194 64 56 55

2,66 1,83 1,60 1,7342,5 16,2 8,4 6,986 71 50 51

2,32 1,81 1,61 1,76


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


272

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:




1 2 3 4NaOH (mL) * - - - -HCl (mL) ** 1,50 1,50 1,50 1,50pHi 6,49 6,49 6,49 6,49DC (mg/L) *** 40 60 80 100pHcoag. 6,28 6,21 6,10 5,94

464 472 479 48633,8 4,7 0,8 1,173 26 27 22

2,73 0,39 0,07 0,0725,4 3,5 0,8 0,490 35 20 13

2,66 0,32 0,06 0,06


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


273

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





479 496 500 51128,7 2,5 1,5 1,368 27 19 12

2,44 0,20 0,09 0,1022,3 2,3 0,9 1,265 24 16 13

2,37 0,16 0,07 0,07


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


274

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





564 595 621 6773,4 6,0 16,5 25,620 21 35 52

1,10 0,93 1,51 1,751,8 5,4 15,3 22,316 17 32 39

1,08 0,88 1,50 1,72


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


275

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





464 489 504 5920,5 0,7 2,1 58,716 19 10 85

0,03 0,07 0,16 2,560,5 0,5 1,7 56,117 8 12 79

0,08 0,12 0,15 2,58


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


276

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





535 641 749 90836,1 52,8 58,9 7,057 84 93 24

2,25 2,69 2,76 1,4740,7 44,5 55,9 6,053 72 82 17

1,89 2,53 2,71 1,36


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


277

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





637 682 705 8022,6 0,9 0,7 7,727 20 22 42

0,09 0,06 0,06 0,192,6 0,5 0,6 5,723 8 9 35

0,10 0,05 0,07 0,13


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


278

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





491 503 540 6670,4 0,6 41,3 51,910 12 64 82

0,07 0,06 1,31 2,640,5 0,5 46,5 57,59 9 60 73

0,07 0,08 2,25 2,60


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator


279


flotação com o efluente do RALEx – Tarde

280

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:



Temperatura: 22,5ºC Turbidez: 113 NTU Condutividade: 589 µS/cm a 25ºCpH: 6,85 DQO: 272 mg/L Fósforo total: 5,02 mg P/L

1 2 3 4NaOH (mL) * - - - -HCl (mL) ** - - - -pHi 6,85 6,85 - 6,85DC (mg/L) *** 40 60 - 100pHcoag. 6,73 6,64 - 6,50

603 610 - 622118 110 - 90,0256 254 - 2184,90 4,76 - 3,89114 105 - 73,8255 230 - 1915,01 4,61 - 3,55



Reator

DQO (mg/L) - Vf2

P (mg/L) - Vf2



DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1

281

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





680 689 695 703108,3 111,7 67,3 43,2244 244 183 1554,67 4,74 3,25 2,09100,7 101,7 61,0 39,3237 233 172 1374,93 4,61 3,14 1,94



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

282

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





754 793 806 841107,3 52,0 18,6 6,0234 153 113 784,45 1,43 0,43 0,1458,1 38,0 16,9 1,7177 152 111 792,17 1,16 0,35 0,07



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

283

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





841 921 970 990133,4 109,4 31,2 13,2271 237 132 955,12 4,07 0,72 0,3669,4 68,0 21,1 8,3205 194 116 893,40 2,49 0,39 0,21



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

284

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





622 634 639 64596,0 86,9 69,7 22,7230 222 175 1244,80 4,70 3,80 1,2891,2 76,3 56,3 15,2231 193 181 1074,98 4,50 3,79 1,03



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

285

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





650 659 672 67784,1 69,3 30,5 13,2222 202 157 1044,80 5,24 1,91 0,5982,5 57,0 18,7 6,9225 198 116 1044,85 4,93 1,40 0,32



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

286

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:




1 2 3 4NaOH (mL) * - - - -HCl (mL) ** 4,50 4,50 - 4,50pHi 5,65 5,65 - 5,65DC (mg/L) *** 40 60 - 100pHcoag. 5,32 5,13 - 4,54

683 690 - 71651,3 6,7 - 3,1184 85 - 614,25 1,01 - 0,2450,0 4,5 - 3,0184 77 - 604,35 0,87 - 0,22



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

287

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





749 785 820 8685,9 2,6 13,0 58,178 78 113 174

2,35 1,25 1,66 3,424,0 2,3 12,6 61,786 68 90 157

2,37 1,21 1,64 3,39



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

288

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





630 649 665 6842,8 1,7 1,7 1,479 70 72 86

0,15 0,08 0,20 0,092,0 1,5 1,5 1,371 104 58 53

0,10 0,07 0,07 0,08



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

289

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





658 677 697 7420,9 1,0 2,1 101,565 60 59 302

0,07 0,08 0,17 4,140,6 0,8 2,1 93,586 101 59 174

0,06 0,07 0,17 3,80



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

290

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:



Temperatura: 22ºC Turbidez: 104 NTU Condutividade: 581 µS/cm a 25ºCpH: 6,86 DQO: 264 mg/L Fósforo total: 4,85 mg P/L


690 733 813 8160,8 82,2 121,8 105,264 175 237 217

0,05 4,00 5,28 4,140,7 81,0 110,5 89,663 172 208 186

0,03 3,69 4,95 3,76



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

291

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:




1 2 3 4NaOH (mL) * - - 12,00 12,00HCl (mL) ** - 4,50 - -pHi 7,11 5,65 10,76 10,76DC (mg/L) *** 80 80 250 400pHcoag. 6,74 4,75 10,01 9,58

601 712 1111 124159,3 1,3 86,7 103,1184 70 219 2354,15 0,49 4,23 4,5047,9 1,0 71,5 92,8171 61 209 2113,97 0,37 3,93 4,41



Reator


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2

292

Anexo C

Resultados dos ensaios de coagulação-floculação com o licor misto do tanque de

aeração da ETE Jardim das Flores - Rio Claro-SP

293

Ensaios de coagulação-floculação-sedimentaçãoDiagrama de coagulação

Nº ensaio: 1 Amostra: Licor misto tanque aeraçãoHorário início: 11h Data ensaio: 8/6/2004Data/horário coleta: 08/06/04 - 8h30min Temp. amostra: 20ºC (coleta)

Características da amostra bruta no início do ensaio.pH: 7,42 Turbidez: 733 NTU Condutividade: 832 µS/cm a 25ºC

Temperatura: 20ºC DQO: 828 mg/L Fósforo: 10,70 mg P/LST: 1169 mg/L STV: 650 mg/L STF: 519 mg/LSST: 778 mg/L SSV: 540 mg/L SSF: 238 mg/L

Parâmetros fixos:Gm (s-1): 350 Tm (s): 10 CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/lGf (s-1): 30 Tf (mim.): 10 Vs (Ts): 1,4cm/min (5 min)

1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - - HCl (mL) ** - - - - - - DC (mg FeCl3.6H2O/L) 20 40 60 80 100 120pHi 7,42 7,42 7,42 7,42 7,42 7,42 pHcoag. 7,21 7,05 6,89 6,78 6,69 6,58 Condutividade (µS/cm a 25ºC) 833 838 844 850 856 862 Turbidez (NTU) 18,6 10,6 8,85 4,80 4,25 5,14 DQO (mg/L) 42 35 35 23 18 23 Fósforo (mg P/L) 0,55 0,30 0,34 0,15 0,12 0,11

Nº ensaio: 2 Amostra: Licor misto tanque aeraçãoHorário início: 11h30min Data ensaio: 8/6/2004Data/horário coleta: 08/06/04 - 8h30min Temp. amostra: 20ºC (coleta)


Temp.: 20ºC DQO: 838 mg/L Fósforo: 10,30 mg P/L


1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - - HCl (mL) ** - - - - - - DC (mg FeCl3.6H2O/L) 140 170 200 250 300 400pHi 7,34 7,34 7,34 7,34 7,34 7,34 pHcoag. 6,44 6,36 6,20 6,08 5,81 5,42 Condutividade (µS/cm a 25ºC) 868 876 886 894 914 910 Turbidez (NTU) 3,52 3,06 3,68 6,16 6,21 6,19 DQO (mg/L) 15 15 18 15 15 18 Fósforo (mg P/L) 0,08 0,07 0,09 0,12 0,10 0,12

* Solução 5% de NaOH** Solução 3,7% de HCl

Reator

Reator

294






1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 HCl (mL) ** - - - - - - DC (mg FeCl3.6H2O/L) 20 40 60 80 100 120pHi 8,22 8,26 8,20 8,28 8,28 8,24 pHcoag. 7,96 7,70 7,39 7,23 7,04 6,91 Condutividade (µS/cm a 25ºC) 843 855 864 870 878 884 Turbidez (NTU) 18,3 15,5 8,56 9,14 4,95 7,25 DQO (mg/L) 55 42 32 25 50 23 Fósforo (mg P/L) 0,71 0,44 0,25 0,22 0,15 0,17





1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 2,00 2,00 2,00 6,00 6,00 6,00 HCl (mL) ** - - - - - - DC (mg FeCl3.6H2O/L) 160 200 300 160 200 300pHi 8,68 8,59 8,54 9,42 9,42 9,38 pHcoag. 6,88 6,66 6,28 8,85 8,62 7,94 Condutividade (µS/cm a 25ºC) 953 962 989 988 1.025 1.116 Turbidez (NTU) 3,60 6,12 3,00 9,81 6,63 7,24 DQO (mg/L) 25 20 13 32 28 28 Fósforo (mg P/L) 0,10 0,15 0,06 0,30 0,20 0,17


Reator

Reator

295






1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 5,00 5,00 5,00 5,00 5,00 5,00 HCl (mL) ** - - - - - - DC (mg FeCl3.6H2O/L) 40 60 80 100 120 140pHi 9,30 9,30 9,30 9,30 9,30 9,30 pHcoag. 9,09 9,06 8,93 8,92 8,80 8,73 Condutividade (µS/cm a 25ºC) 888 901 915 922 935 956 Turbidez (NTU) 14,6 12,4 11,3 5,81 5,08 11,1 DQO (mg/L) 42 35 35 40 35 40 Fósforo (mg P/L) 0,66 0,50 0,37 0,34 0,28 0,30





1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - - HCl (mL) ** 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 1,00 DC (mg FeCl3.6H2O/L) 20 40 60 80 100 120pHi 6,79 6,80 6,80 6,81 6,73 6,85 pHcoag. 6,70 6,62 6,53 6,40 6,36 6,29 Condutividade (µS/cm a 25ºC) 835 839 844 848 858 863 Turbidez (NTU) 12,40 6,84 5,38 3,64 2,68 4,72 DQO (mg/L) 35 23 25 15 20 20 Fósforo (mg P/L) 0,57 0,28 0,17 0,10 0,09 0,11


Reator

Reator

296













Reator

Reator

297






1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - - HCl (mL) ** 2,00 2,00 2,00 5,00 5,00 5,00 DC (mg FeCl3.6H2O/L) 160 200 300 160 200 300pHi 6,49 6,49 6,49 5,91 5,91 5,91 pHcoag. 5,94 5,78 5,21 4,96 4,37 3,47 Condutividade (µS/cm a 25ºC) 875 885 912 923 950 1.090 Turbidez (NTU) 3,48 2,89 2,92 2,61 2,34 8,12 DQO (mg/L) 15 18 15 18 15 28 Fósforo (mg P/L) 0,10 0,08 0,05 0,05 0,07 0,50





1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - - HCl (mL) ** - 10,00 10,00 8,00 8,00 8,00 DC (mg FeCl3.6H2O/L) - 20 60 40 100 200pHi 7,40 3,22 3,22 4,42 4,42 4,42 pHcoag. 7,34 3,40 3,26 4,06 3,64 3,33 Condutividade (µS/cm a 25ºC) 808 1.168 1.270 983 1.084 1.237 Turbidez (NTU) 24,60 3,06 3,83 4,48 4,21 3,38 DQO (mg/L) 81 40 37 30 25 32 Fósforo (mg P/L) 1,01 2,07 2,02 0,55 0,18 0,33


Reator

Reator

298






1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * - - - - - - HCl (mL) ** 10,00 10,00 10,00 6,50 6,50 12,00 DC (mg FeCl3.6H2O/L) 100 200 300 60 80 40pHi 3,32 3,26 3,26 5,55 5,49 2,90 pHcoag. 3,16 3,14 3,00 5,18 4,80 3,00 Condutividade (µS/cm a 25ºC) 1.356 1.373 1.633 920 935 1.640 Turbidez (NTU) 6,48 6,33 3,97 3,54 3,88 9,27 DQO (mg/L) 30 30 40 20 18 45 Fósforo (mg P/L) 0,56 0,59 0,84 0,11 0,12 1,63





1 2 3 4 5 6NaOH (mL) * 12,00 12,00 12,00 12,00 12,00 12,00 HCl (mL) ** - - - - - - DC (mg FeCl3.6H2O/L) 60 100 140 200 300 400pHi 10,34 10,34 10,34 10,34 10,34 10,34 pHcoag. 10,11 10,00 9,87 9,74 9,45 9,22 Condutividade (µS/cm a 25ºC) 1.097 1.094 1.099 1.105 1.135 1.170 Turbidez (NTU) 8,60 7,21 6,04 5,30 5,88 3,54 DQO (mg/L) 55 37 40 37 42 37 Fósforo (mg P/L) 0,74 0,56 0,44 0,34 0,23 0,16


Reator

Reator

299

Anexo D

Resultados dos ensaios de coagulação-floculação-sedimentação com o efluente final

da ETE Jardim das Flores - Rio Claro-SP

300

Coleta:

Amostra: Efluente ETE Flores Data/horário coleta: 13/2/2005 8hTemp. amostra coleta: 24ºC Temp. ambiente na ETE: -

Ensaio:


Parâmetros fixos:

Gm: 800 s-1 (370 rpm) Gf: 60 s-1 (50 rpm) CSC: 20 g (FeCl3.6H2O)/LTm: 10 s Tf: 10 min R: 6%Vf1 (Tflot1): 20 cm/min (1:30) Vf2 (Tflot2): 10 cm/min (3:00) Psat: 450 kPa


Temperatura: 26ºC Turbidez: 5,48 NTU Condutividade: 730 µS/cm a 25ºCpH: 7,15 Cor aparente: 95 HaDQO: 53 mg/L Fósforo total: 4,67 mg P/L


587 618 624 625Cor aparente (Ha) - Vf1 76 54 56 53

2,36 1,15 1,57 1,5334 31 19 26

4,35 3,44 2,63 2,01Cor aparente (Ha) - Vf2 70 51 53 47

2,26 1,07 1,35 1,1838 24 26 28

4,11 3,31 2,61 1,83



Reator

DQO (mg/L) - Vf2

P (mg/L) - Vf2


Condutividade (µS/cm a 25ºC)


DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1

301

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:





623 570 637 644Cor aparente (Ha) - Vf1 86 59 76 45

3,39 2,17 2,84 1,3552 40 56 21

4,45 3,81 3,79 1,93Cor aparente (Ha) - Vf2 85 55 69 39

3,51 1,45 2,53 1,1356 30 30 20

4,45 3,70 3,60 1,83


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator



302

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:



Temperatura: 24,8ºC Turbidez: 4,25 NTU Condutividade: 716 µS/cm a 25ºCpH: 7,28 Cor aparente: 106 HaDQO: 56 mg/L Fósforo total: 4,64 mg P/L

1 2 3 4NaOH (mL) * - - - -HCl (mL) ** 1,50 1,50 - 1,50pHi 4,15 4,10 - 4,10DC (mg/L) *** 10 27 - 40pHcoag. 4,41 3,95 - 3,81

658 684 - 713Cor aparente (Ha) - Vf1 86 36 - 36

3,76 1,01 - 1,1755 48 - 30

4,34 2,83 - 2,14Cor aparente (Ha) - Vf2 81 35 - 32

3,55 0,93 - 1,0454 63 - 18

4,30 2,87 - 2,03


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator



303

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:




1 2 3 4NaOH (mL) * - - - -HCl (mL) ** 1,00 - - -pHi 5,68 7,31 - -DC (mg/L) *** 80 80 - 120pHcoag. 3,74 5,86 - 4,63


5,00 2,61 - 1,1448 26 - 21


4,87 1,44 - 1,2851 27 - 18

2,95 0,77 - 0,24


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator



304

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:




1 2 3 4NaOH (mL) * 0,50 0,50 - 0,50HCl (mL) ** - - - -pHi 9,10 9,10 - 9,10DC (mg/L) *** 10 27 - 40pHcoag. 7,84 7,73 - 7,75


1,18 0,99 - 1,1217 22 - 13


1,12 0,81 - 1,0016 22 - 13

2,36 2,72 - 2,19


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator



305

Coleta:


Ensaio:


Parâmetros fixos:






2,59 1,86 - 6,2816 17 - 22


1,55 1,17 - 1,7413 19 - 12

0,64 0,54 - 0,62


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator



306

Coleta:


Ensaio:

Nº ensaio: 7 Data/horário início: 14/2/2005 meia-noite

Parâmetros fixos:






1,15 3,00 - 2,3218 17 - 17


1,24 1,45 - 1,3218 19 - 11

2,52 0,82 - 0,31


P (mg/L) - Vf2

DQO (mg/L) - Vf1

P (mg/L) - Vf1


DQO (mg/L) - Vf2


Reator



307

Anexo E

Memória de cálculo do custo com energia elétrica para a flotação por ar dissolvido

308

Anexo E: Memória de cálculo do custo com energia elétrica para a flotação por ar dissolvido.

O consumo de energia elétrica na flotação por ar dissolvido se deve principalmente ao

sistema de pressurização de ar, ou seja, ao conjunto moto-bomba para bombeamento da água

até a pressão de saturação e ao compressor de ar. Contudo, o consumo de energia para

pressurização do ar pode ser desprezado, pois, por metro cúbico de água saturada, este

geralmente representa menos de 1% do consumo de energia para bombeamento da água.

Logo, a seguir considera-se apenas o custo com energia elétrica para bombeamento da água.

1. Custo com energia elétrica no conjunto moto-bomba

Segundo Azevedo Netto e Alvarez (1991), considerando-se a eficiência do conjunto

moto-bomba de aproximadamente 67%, tem-se:

50

.)..()/()( acmHmansLQcvP ×= , em que:

P(cv): potência do motor, em cv;

Q(L/s): vazão, em L/s;

Hman: altura manométrica, em m.c.a.

Para pressurização da água até 450 kPa (45 m.c.a.) –– a pressão de saturação

considerada em todos os ensaios neste trabalho e considerando-se a perda de carga total de

5 m.c.a. (5 m.c.a.), tem-se:

)/()( sLQcvP = .

Sabe-se ainda que:

7457,0)()( kWPcvP = e que

6,3)/()/(

3 hmQsLQ = , em que:

P(kW): potência do motor, em kW;

Q(m3/h): vazão, em m3/h.

Logo:

)/(20714,0)( 3 hmQkWP ×= ou )(

)(20714,0)(3

htmVkWP ×= , em que:

V(m3): volume de água bombeado, em m3;

t(h): tempo de bombeamento, em h.

O consumo de energia elétrica pelo conjunto moto-bomba pode ser calculado pela

fórmula a seguir:

309

)()().( htkwPhkwC ×= , em que:

C(kw.h): consumo de de energia elétrica pelo conjunto moto-bomba, em kw.h.

Portanto:

)(20714,0).( 3mVhkwC ×=

Assim, o consumo de energia para cada metro cúbico de água pressurizada será:

33

.20714,0)().(

mhkw

mVhkwC

=

Considerando-se o custo de cada kw.h igual R$ 0,40, o custo por metro cúbico de água

saturada será:

hkw

Rm

hkwmRCusto

.40,0$.20714,0$

33 ×=

= R$ 0,083/m3.

OBS: para calcular o custo com energia elétrica por metro cúbico tratado, em um ensaio de

flotação em particular, multiplica-se o valor obtido acima pela razão de recirculação.

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