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Ministério da Educação Universidade Tecnológica Federal do Paraná Campus Medianeira
TRATAMENTO DE RESÍDUOS LÍQUIDOS I PROF. JULIANA BORTOLI R. MEES Tecnologia em Gerenciamento Ambiental
MEDIANEIRA – PARANÁ 2006
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SUMÁRIO
1 RESÍDUOS RESÍD UOS LÍQUIDOS – EFLUENTES LÍQUIDOS LÍ QUIDOS ......... .............. .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .........11 1.1 POLUIÇ POL UIÇÃO ÃO DAS ÁGUAS ÁGU AS ........................................ ............................................................ ........................................ ..................................... .................44 1.2 CLASSIFICAÇÃO DOS POLUENTES PRESENTES NOS EFLUENTES LÍQUIDOS LÍQUIDO S ........................................ ............................................................ ........................................ ........................................ ........................................ .............................. ..........55 1.3 PRINCIPAIS PARÂMETROS DE CARACTERIZAÇÃO DE EFLUENTES LÍQUIDOS LÍQUIDO S ........................................ ............................................................ ........................................ ........................................ ........................................ .............................. ..........77 1.3.1 Parâmetros Físicos.........................................................................................................7 1.3.2 Parâmetr Parâ metros os Químicos Quím icos ........................................ ............................................................ ........................................ ........................................ ....................13 13 1.3.3 Parâmetros Biológicos...................................................................................................21 2 PADRÕES DE LANÇAMENTO...........................................................................................22 3 PRINCIPAIS IMPACTOS CAUSADOS PELO LANÇAMENTO DE EFLUENTES NOS CORPOS DE ÁGUAS ÁGU AS ........................................ ............................................................ ........................................ ........................................ ....................23 23 3.1 POLUIÇÃO POR MATÉRIA ORGÂNICA E AUTODEPURAÇÃO DOS CURSOS D` ÁGUAS................................................................................................................23 3.2 CONTAMINAÇÃO CONTAMINAÇÃO POR MICROORGANISMOS MICROORGANISMOS PATOGÊNIC OS ...... ......... ...... ...... ...... ...... ...... ......26 ...26 3.3 EUTROFIZAÇÃO EUTROFIZAÇÃ O DOS D OS CORPOS CO RPOS D ` ÁGUAS ÁG UAS .......... ............... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .........27 27 4 PROCESSO PROC ESSOS S DE TRATAMEN TRAT AMENTO TO ...................................... .......................................................... ........................................ ........................... .......28 28 4.1 NÍVEL DE TRATAMENTO TRATA MENTO PRELIMINAR PRELI MINAR..... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... ..........3 .....300 4.1.1 Gradeamento...................................................................................................................30 4.1.2 Desarenadores................................................................................................................35 4.1.3 Caixa retentora retent ora de óleos e graxas .......... ............... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... ......... ......... .......... .......... ..........3 .....388 4.1.4 4.1 .4 Peneira Pene irass ....................................... ........................................................... ........................................ ......................................... ......................................... ....................... ...42 42 4.2 NÍVEL DE TRATAMENTO PRIMÁRIO...........................................................................44 4.5.1 Coagulação......................................................................................................................44 4.5.2 Floculação........................................................................................................................46 4.5.3 Flotação............................................................................................................................47 4.5.4 4.5 .4 Equaliz Equa lização ação ........................................ ............................................................ ........................................ ........................................ ..................................... .................52 52 4.5.5 Decantação......................................................................................................................55 4.5.6 Correção de pH...............................................................................................................62 5 MEDIDORES DE VAZÃO....................................................................................................65 REFERÊNCIAS.........................................................................................................................72
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SUMÁRIO
1 RESÍDUOS RESÍD UOS LÍQUIDOS – EFLUENTES LÍQUIDOS LÍ QUIDOS ......... .............. .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .........11 1.1 POLUIÇ POL UIÇÃO ÃO DAS ÁGUAS ÁGU AS ........................................ ............................................................ ........................................ ..................................... .................44 1.2 CLASSIFICAÇÃO DOS POLUENTES PRESENTES NOS EFLUENTES LÍQUIDOS LÍQUIDO S ........................................ ............................................................ ........................................ ........................................ ........................................ .............................. ..........55 1.3 PRINCIPAIS PARÂMETROS DE CARACTERIZAÇÃO DE EFLUENTES LÍQUIDOS LÍQUIDO S ........................................ ............................................................ ........................................ ........................................ ........................................ .............................. ..........77 1.3.1 Parâmetros Físicos.........................................................................................................7 1.3.2 Parâmetr Parâ metros os Químicos Quím icos ........................................ ............................................................ ........................................ ........................................ ....................13 13 1.3.3 Parâmetros Biológicos...................................................................................................21 2 PADRÕES DE LANÇAMENTO...........................................................................................22 3 PRINCIPAIS IMPACTOS CAUSADOS PELO LANÇAMENTO DE EFLUENTES NOS CORPOS DE ÁGUAS ÁGU AS ........................................ ............................................................ ........................................ ........................................ ....................23 23 3.1 POLUIÇÃO POR MATÉRIA ORGÂNICA E AUTODEPURAÇÃO DOS CURSOS D` ÁGUAS................................................................................................................23 3.2 CONTAMINAÇÃO CONTAMINAÇÃO POR MICROORGANISMOS MICROORGANISMOS PATOGÊNIC OS ...... ......... ...... ...... ...... ...... ...... ......26 ...26 3.3 EUTROFIZAÇÃO EUTROFIZAÇÃ O DOS D OS CORPOS CO RPOS D ` ÁGUAS ÁG UAS .......... ............... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .........27 27 4 PROCESSO PROC ESSOS S DE TRATAMEN TRAT AMENTO TO ...................................... .......................................................... ........................................ ........................... .......28 28 4.1 NÍVEL DE TRATAMENTO TRATA MENTO PRELIMINAR PRELI MINAR..... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... ..........3 .....300 4.1.1 Gradeamento...................................................................................................................30 4.1.2 Desarenadores................................................................................................................35 4.1.3 Caixa retentora retent ora de óleos e graxas .......... ............... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... .......... ......... ......... .......... .......... ..........3 .....388 4.1.4 4.1 .4 Peneira Pene irass ....................................... ........................................................... ........................................ ......................................... ......................................... ....................... ...42 42 4.2 NÍVEL DE TRATAMENTO PRIMÁRIO...........................................................................44 4.5.1 Coagulação......................................................................................................................44 4.5.2 Floculação........................................................................................................................46 4.5.3 Flotação............................................................................................................................47 4.5.4 4.5 .4 Equaliz Equa lização ação ........................................ ............................................................ ........................................ ........................................ ..................................... .................52 52 4.5.5 Decantação......................................................................................................................55 4.5.6 Correção de pH...............................................................................................................62 5 MEDIDORES DE VAZÃO....................................................................................................65 REFERÊNCIAS.........................................................................................................................72
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1 RESÍDUOS LÍQUIDOS – EFLUENTES LÍQUIDOS
Após a utilização das águas, diversos resíduos são incorporados alterandolhes as suas características físicas e químicas, gerando assim os efluentes líquidos. Os despejos líquidos industriais se caracterizam por uma enorme variedade de poluentes, tanto em tipo, composição como em volumes e concentrações. Sendo um dos os principais responsáveis pela contaminação das águas, quando lançados sem tratamento adequado aos cursos naturais, produzindo uma série de danos ao meio ambiente e ao homem. De acordo com ABNT - NBR 9.800/1987, efluente líquido industrial é o despejo líquido proveniente do estabelecimento industrial, compreendendo emanações de processo industrial, águas de refrigeração poluídas (águas servidas de utilidades), águas pluviais poluídas e esgoto doméstico. E água residuária é definida como qualquer despejo ou resíduo líquido com potencialidade de causar poluição (ABNT, 1973). Águas servidas de utilidades Metais potencialmente tóxicos e compostos orgânicos são freqüentemente adicionados para controlar o desenvolvimento de bactérias e algas, e evitar a corrosão nas torres de refrigeração: em geral, cromatos, fosfatos, polifosfatos, combinação de cromatos e fosfatos, fenóis clorados, compostos de cobre, de cloro, ácido sulfúrico, etc. Embora a concentração desses aditivos deva ser geralmente suficientemente baixa para evitar problemas tóxicos no efluente, isto nem sempre ocorre. É usual nos sistemas de coleta de águas residuárias dos complexos industriais, separar os efluentes das águas de utilidades (purgas de torres de resfriamento, de caldeiras, etc.) das águas de processo, tendo em conta a possível toxidez que estes efluentes podem exercer sobre o tratamento biológico a que as águas de processo normalmente são submetidas. Outro aspecto importante no projeto desses sistemas é a escolha dos aditivos das torres e caldeiras: não se deve levar em conta apenas os aspectos ligados à eficiência dos produtos de controle de corrosão e de efeito algicida, ou aspectos de custo, mas igualmente e até particularmente os efeitos de poluição e contaminação (em especial por sais dissolvidos e metais tóxicos).
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Águas pluviais poluídas ou contaminadas O caso mais típico de águas pluviais contaminadas em complexos industriais, é o de águas provenientes de áreas de estocagem de produtos ou transbordo (recebimento de matéria-prima ou despacho de produtos finais). Verifica-se aí uma sensível variação de vazão e de qualidade dessa água poluída, em função da intensidade e duração da chuva, da área que origina a poluição, e das características do próprio escoamento superficial. Em geral o tratamento deste tipo de água residuária não é prático, tendo em conta as grandes variações de vazão que costumam ocorrer e seu aspecto intermitente. Normalmente adotam-se técnicas próprias de segregação ou acumulação das águas pluviais, para posterior destino final de forma controlada, eventualmente passando por alguma forma de tratamento; a coleta dessas águas nunca deve ser feita de forma conjunta com as águas de processo (efluente líquido industrial). Águas pluviais não contaminadas ou poluídas As águas pluviais que escoam em áreas garantidamente não sujeitas à poluição pelos produtos utilizados ou produzidos no complexo industrial, não constituem problemas particulares de poluição aos corpos receptores; vale, no entanto observar a importância de se caracterizar bem às áreas que contribuem ou não para a possível poluição das águas pluviais, e considerar a melhor forma de disposição final no planejamento do sistema de drenagem. Estas águas que incidem sobre telhados, pisos, coberturas e pátios em indústrias, devem ser coletadas em calhas, sendo conduzidas para escoamento fora do sistema de tratamento de resíduos líquidos. Toda água que precipita nos terrenos, sem utilização industrial, uma parte será infiltrada no solo e o restante escoará naturalmente em direção a um rio, córrego ou sanga próximo. Emanações de processo industrial - efluente industrial Este efluente é originário do processo de industrialização, despejos resultantes de condensação de algumas operações; resfriamento; águas de lavagem; de operações de limpeza de pisos, tubulações, equipamentos; água resultante ou eliminada no decorrer de várias reações; e de outras fontes durante
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o processamento; devendo ser recolhido em rede própria e encaminhado ao sistema de tratamento para correta deposição no corpo receptor ou solo. Vários poluentes são encontrados nesses despejos, incluindo alguns ou todos os produtos químicos presentes na matéria-prima de alimentação, nos produtos finais e secundários, bem como nos catalisadores. De uma maneira geral estes poluentes podem ser divididos em duas grandes classes: os de natureza orgânica e os inorgânicos. Listam-se entre os orgânicos os hidrocarbonetos, ácidos e sais orgânicos, álcoois, aldeídos e cetonas, éteres, compostos nitrogenados, fenólicos, sulfurosos, etc. Os poluentes químicos inorgânicos de interesse incluem nutrientes, constituintes não-metálicos, metais e gases. Os metais presentes nos efluentes do processo, como alumínio, platina molibdênio, ferro, cromo, níquel, cobalto, cobre, e outros, podem apresentar alto valor econômico e nesses casos são normalmente recuperados. Esgoto sanitário Os esgotos sanitários são constituídos de matéria orgânica e inorgânica. Os principais constituintes orgânicos são: proteínas, açúcares, óleos e gorduras, microorganismos, sais orgânicos e componentes dos produtos saneantes. Os principais constituintes inorgânicos são sais formados de ânions (cloretos, sulfatos, nitratos, fosfatos) e cátions (sódio, cálcio, potássio, ferro e magnésio) (VON SPERLING, 1996). GIORDANO (1999) afirma que os esgotos podem também contaminar o ar pela emissão de odores fétidos (gás sulfídrico e ácidos voláteis), e pela presença de microorganismos, tais como bactérias inclusive do grupo coliforme, vírus e vermes. Os microorganismos presentes contaminam o solo, inclusive os lençóis subterrâneos e as águas superficiais, sendo responsáveis pelas doenças de veiculação hídrica. Dentro de um complexo industrial a poluição causada por esgotos sanitários constitui uma parcela muito pequena em relação à dos esgotos industriais. Seu destino, no entanto deve ser estudado adequadamente, pode-se dispor de um tratamento específico na área do complexo (como por exemplo, a utilização de fossas sépticas seguidas de sumidouros); de uma mistura com esgotos
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municipais próximos; ou mesmo após sua estabilização ser incorporados aos esgotos industriais de processo, no caso destes receberem tratamento biológico específico.
1.1 POLUIÇÃO DAS ÁGUAS A poluição das águas é a adição de substâncias ou de formas de energia que, direta ou indiretamente, alterem a natureza do corpo d’água de uma maneira tal que prejudique os legítimos usos que dela são feitos. Existem duas formas de poluição num corpo d’água, a poluição pontual, onde, os poluentes chegam ao corpo d’água de forma concentrada no espaço e a difusa, na qual, os poluentes atingem o corpo d’água de forma distribuída na sua extensão (VON SPERLING, 1996). Para avaliação da carga poluidora dos efluentes industriais e esgotos sanitários, são necessárias medições de vazão e coleta de amostras para análise de diversos parâmetros que representam à carga orgânica e a carga tóxica dos efluentes (GIORDANO, 1999). Desta forma é possível determinar as características de cada efluente. De acordo com VON SPERLING (1996) a avaliação do impacto da poluição é necessária à quantificação das cargas poluidoras, sendo necessário levantamento de campo na área de estudo, incluindo amostragem dos poluentes, análise de laboratório, medição de vazão e outros. Carga Poluidora
Esgotos Domésticos e Industriais Carga = concentração x vazão Carga (kg/d) = concentração (Kg/m3 ) x vazão (m3 /dia) Esgotos Domésticos Carga = população x carga per capita Carga (kg/d) = população (hab) x carga per capita (Kg/hab.dia)
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Esgotos Industriais Carga = contribuição por unidade produzida x produção Carga(kg/d) = contribuição por unid. produzida (Kg/unid) x produção (unid/dia) Equivalente Populacional (EP)
Um importante parâmetro caracterizador dos despejos industriais é o equivalente populacional. Quando se fala que uma indústria tem um equivalente populacional de 10 habitantes, equivale a dizer que a carga de DBO do efluente industrial corresponde a uma carga gerada por uma população com 10 hab. E.P = . Carga de DBO da indústria ( kg/dia) . Carga de DBO per capita (Kg/hab.dia)
1.2 CLASSIFICAÇÃO DOS POLUENTES PRESENTES NOS EFLUENTES LÍQUIDOS GRADY et al. (1999) cita que os poluentes encontrados em águas residuárias podem ser classificados em diferentes maneiras, conforme apresentado na Tabela abaixo, obviamente estas não são classificações exclusivas, mas simultâneas, ou seja, podemos ter materiais orgânicos, solúveis e biodegradáveis ou materiais orgânicos, insolúveis e biodegradáveis; e assim por diante. EXEMPLOS DE CLASSIFICAÇÕES DE POLUENTES DE ÁGUAS RESÍDUARIAS PARÂMETRO DE CLASSIFICAÇÃO
TIPO
Características Físicas
Solúvel Insolúvel
Características Químicas Suscetibilidade a alteração por microrganismos Origem Efeitos
Fonte: GRADY et al. (1999).
Orgânico Inorgânico Biodegradáveis Não biodegradáveis Biogênico Antropogênico Tóxico Não tóxico
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Conceitos
Características Físicas Solúvel: a solubilidade indica a propriedade que uma substância possui de se dissolver em outra. §
§
Insolúvel: não solúvel, ou tem baixíssima solubilidade, que consideramos desprezível.
Características Químicas Orgânico: os compostos orgânicos são constituídos basicamente por quatro elementos: C, H, O e N. §
§
Inorgânico: os compostos inorgânicos são substâncias na qual os átomos de dois ou mais elementos (com exceção do carbono) são combinados. Compostos inorgânicos contêm metais ou hidrogênio combinado com um não metal ou um grupo de não metais.
Suscetibilidade a alteração por microrganismos Biodegradável: é todo composto orgânico que pode ser convertido em inorgânico por processos biológicos, pela ação de microorganismos. Não Biodegradável: não susceptível a ação dos microorganismos. §
§
Origem Biogênico: origem natural (erupções vulcânicas, dissolução de rochas, etc.) §
§
Antropogênico: em sentido restrito, diz-se a poluição causada pela ação do homem: poluição industrial (resíduos líquidos gerados nos processos industriais), poluição urbana (provenientes dos habitantes de uma cidade esgotos domésticos) e poluição agropastoril (atividades ligadas à agricultura e a pecuária - fertilizantes, excrementos de animais, erosão, etc.).
Efeitos Tóxico: toda a substância que tem potencialmente capacidade de provocar lesão no organismo, quer lesado no seu funcionamento normal, quer destruído reversível ou irreversivelmente as suas funções vitais. Não Tóxico §
§
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1.3 PRINCIPAIS PARÂMETROS PARA CARACTERIZACÃO DE EFLUENTES LÍQUIDOS A qualidade da água pode ser definida por meio de diversos parâmetros, com os quais podem se definir as suas características tanto para águas de abastecimento, águas residuárias, mananciais e corpos receptores. VON SPERLING (1996) cita que a qualidade física da água pode ser avaliada por meio da cor, turbidez, temperatura, sabor e odor, já a qualidade química pode ser definida por meio dos seguintes parâmetros: pH, alcalinidade, acidez, dureza, ferro e manganês, cloretos, fósforo, oxigênio dissolvido, matéria orgânica, micropoluentes orgânicos e inorgânicos, já a capacidade da água transmitir doenças pode ser avaliada de forma indireta, por meio dos organismos indicadores de contaminação fecal, pertencentes ao grupo de coliformes. As características dos despejos industriais variam essencialmente com o tipo da indústria e com o processo industrial utilizado. Possuem características químicas, físicas e biológicas. 1.3.1 Características Físicas
1.3.1.1 Matéria Sólida Das características físicas, o teor de matéria sólida é a de maior importância em termos de dimensionamento e controle de operações das unidades de tratamento. De modo geral, para JORDÃO & PESSÔA (1995), a matéria sólida presente nos esgotos é classificada em função de inúmeros fatores, podendo ser classificada das seguintes maneiras: a) Em função das dimensões das partículas: Sólidos em suspensão; Sólidos coloidais; e Sólidos dissolvidos. §
§
§
b) Em função da sedimentabilidade: consideram-se sólidos sedimentáveis aqueles capazes de decantarem em uma hora num recipiente denominado
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cone Imhoff. A fração que não se sedimenta representa os sólidos não sedimentáveis, que us ualmente não se expressam nas análises. Sólidos sedimentáveis; Sólidos flutuantes ou flotáveis; e §
§
§
Sólidos não sedimentáveis.
c) Em função da secagem a alta temperatura (550 a 600 ° C), onde a fração orgânica é oxidada sofrendo conseqüentemente volatilização, restando apenas a fração inerte, que representa ainda a matéria inorgânica ou mineral. Assim tem-se: §
§
Sólidos voláteis (Matéria orgânica); e Sólidos fixos (Matéria inorgânica).
d) Em função da secagem em temperatura média (103 a 105°C), §
§
§
Sólidos Totais; Sólidos em Suspensão; e Sólidos Dissolvidos.
Sólidos Totais Conteúdo de matéria que permanece como resíduo após evaporação à temperatura de 103 a 105 °C. Podem ser classificadas como sólidos em suspensão e sólidos filtráveis. Cada uma dessas categorias de sólidos totais, suspensos e filtráveis pode ser classificada com base na sua volatilidade a 300 ° C. A fração orgânica se oxidará a esta temperatura (sólidos voláteis) e a fração inorgânica permanecerá como cinza (sólidos fixos). Sólidos em Suspensão (Voláteis e Fixos) Permite verificar a eficiência de remoção de sólidos em suspensão sedimentáveis nos decantadores primários. Permite a determinação de certos parâmetros de operação como é o caso do índice de lodo, idade do lodo.
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Sólidos Dissolvidos (Voláteis e Fixos) A proporção de sólidos dissolvidos totais presente como sólido dissolvido, indica a parte dos esgotos que geralmente não é afetada pelo tratamento primário. Poderá aumentar, em virtude da liquefação e decomposição do material sólido, podendo também diminuir durante o tratamento secundário do esgoto, devido à oxidação ou adsorção. Sólidos Sedimentáveis É o volume de sólidos presente no efluente que se sedimenta após um período de tempo de repouso do líquido (60 minutos). Medido em recipiente de cone de Imhoff, expresso em mL/L. Normalmente são removidos do efluente por simples decantação. Balanço de sólidos Sólidos Totais (ST)
Sólidos Suspensos Totais (SST)
Sólidos Suspensos Voláteis (SSV)
Sólidos Suspensos Fixos (SSF)
Sólidos Voláteis Totais (SVT)
Sólidos Dissolvidos Totais ( SDT)
Sólidos Dissolvidos Voláteis (SDV)
Sólidos Dissolvidos Fixos (SDF)
Sólidos Fixos Totais (SFT)
ST = SST + SDT = SSV + SSF + SDV + SDF = SVT + SFT; SVT = SSV + SDV e SFT = SSF + SDF; SST = SSV + SSF e SDT = SDV + SDF;
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Com relação aos sólidos fixos e voláteis. Relações SF/SV, SSF/SSV, SDF/SDV elevadas indicam a predominância absoluta de material inerte na água residuária e a necessidade de sua separação prévia a fim de se efetivar o tratamento biológico. A concentração de SSF fornece a estimativa grosseira da concentração de partículas inertes (por exemplo, a areia) podendo ser utilizada, na ausência de dados mais precisos, no projeto de certas unidades destinadas a remover essas partículas. Concentrações elevadas de sólidos dissolvidos fixos (SDF) em comparação com sólidos dissolvidos voláteis (SDV) indicam água residuária com alta salinidade e a provável necessidade de tratamento físico-químico, uma vez que esses sais não são efetivamente removidos em processos biológicos. A presença de Sólidos Sedimentáveis é indicativa da necessidade de unidade de sedimentação antecedendo as unidades de tratamento biológico convencionais aeróbias, ou os reatores anaeróbios, principalmente se o teor de SSF é elevado.
1.3.1.2 Temperatura É um parâmetro de grande importância devido ao seu efeito nas reações químicas e biológicas, na vida aquática e na solubilidade dos gases. A elevação da temperatura por lançamentos de despejos aquecidos pode causar danos às espécies de peixes, além disso, o oxigênio é menos dissolvido em água quente. Elevações de temperatura diminuem a solubilidade dos gases (ex. oxigênio dissolvido); Elevações de temperatura aumentam a taxa de transferência de gases, o que pode gerar mau cheiro, no caso da liberação de gases com odores desagradáveis; Um aumento de temperatura afeta a viscosidade e com isso a mobilidade de alguns organismos, como por exemplo, algas; ocorrendo a sedimentação das mesmas já que não possuem estruturas de locomoção; Considerando-se corpos d’água a temperatura deve ser avaliada em conjunto com outros parâmetros, como por exemplo, o oxigênio dissolvido. §
§
§
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Em relação aos processos de tratamento, a influência da temperatura se dá praticamente: Nas operações de natureza biológica a velocidade de decomposição do esgoto aumenta com a temperatura, sendo a faixa ideal para a atividade §
biológica de 25 a 35 ° C (METCALF & EDDY, 2003); §
Nos processos de transferência de oxigênio, como lagoas aeradas, lodos
§
ativados, etc. (a solubilidade do oxigênio é menor nas temperaturas mais elevadas); e Nas operações que ocorre o fenômeno de sedimentação (o aumento da temperatura faz diminuir a viscosidade melhorando as condições de sedimentação).
1.3.1.3 Odor Os odores característicos dos esgotos são causados pelos gases formados no processo de decomposição da matéria orgânica e outras substâncias adicionadas ao esgoto. Há alguns principais odores, bem característicos dos esgotos domésticos (VON SPERLING, 1996): Odor de mofo: razoavelmente suportável, típico do esgoto fresco; Odor de ovo poder: “insuportável” típico do esgoto velho ou séptico, que §
§
ocorre devido à formação de H2S proveniente da decomposição do lodo contido nos despejos; e Odores variados: de produtos podres, como de repolho, legumes, peixe, podres; de matéria fecal; de produtos rançosos; de acordo com a predominância de produtos sulfurosos, nitrogenados, ácidos orgânicos, etc. Além dos odores produzidos pela decomposição da matéria orgânica nos despejos industriais. São produzidos, também, por contaminantes como: fenol, mercaptanas, substâncias tanantes, etc. §
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1.3.1.4 Cor A cor é responsável pela coloração na água, sendo que o constituinte responsável é os sólidos dissolvidos, principalmente material em estado coloidal orgânico e inorgânico, responsáveis pela coloração na água. Unidade de medida: uH (Unidade Hanzen – padrão de platina cobalto). Tem como origem natural: a decomposição da matéria orgânica, ferro e manganês; e como origem antropogênica: resíduos industriais e esgotos domésticos. A cor das águas residuárias industriais pode ser provocada por corantes orgânicos ou inorgânicos. Nos esgotos domésticos a cor acinzentada é típica do esgoto fresco. A cor preta é típica do esgoto velho é de uma decomposição parcial. Deve-se distinguir entre a cor aparente e a cor verdadeira. No valor da cor aparente pode estar incluída uma parcela devido à presença de sólidos suspensos. Quando esta é removida por centrifugação, por exemplo, obtém-se a cor verdadeira que é atribuída aos sólidos dissolvidos.
1.3.1.5 Turbidez A turbidez representa o grau de interferência com a passagem da luz através da água, conferindo uma aparência turva à mesma. Unidade de medida: uT (Unidade de Turbidez – unidade Nefelométrica). Têm a sua origem natural com a presença de partículas de rochas, argila e silte, algas e outros microorganismos. Como origem antropogênica tem-se os despejos domésticos e industriais, microorganismos e erosão. Nas águas residuárias industriais a turbidez é um parâmetro indicativo com relação ao material coloidal presente. Nos esgotos domésticos a turbidez não é usada forma de controle do esgoto bruto, mas pode ser medida para caracterizar a eficiência do tratamento secundário, uma vez que pode ser relacionada à concentração dos sólidos em suspensão.
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1.3.2 Características Químicas
1.3.2.1 Matéria Orgânica A matéria orgânica está contida na fração de sólidos voláteis, mas normalmente é medida de forma indireta pela DBO e DQO. Essa matéria ao ser biodegradada nos corpos receptores causa um decréscimo da concentração de oxigênio dissolvido no meio hídrico, deteriorando a qualidade ou inviabilizando a vida aquática (GIORDANO, 1999). A matéria orgânica carbonácea presente nos despejos é uma característica de primordial importância, sendo a causadora do principal problema de poluição das águas: o consumo de oxigênio dissolvido pelos microrganismos nos seus processos de utilização e estabilização da matéria orgânica (VON SPERLING, 1996). Os compostos orgânicos são normalmente constituídos de combinações entre carbono, hidrogênio, oxigênio, e em alguns casos o nitrogênio. Os principais grupos de substâncias orgânicas se caracterizam por proteínas, carboidratos, gorduras e óleos; alem de moléculas orgânicas sintéticas como surfactantes e pesticidas (BRAILE & CAVALCANTI, 1993). Além desses, as águas residuárias podem conter grande número de diferentes moléculas orgânicas sintéticas cujas estruturas variam de simples a extremamente complexas. Exemplos típicos são os surfactantes, fenóis, pesticidas agrícolas. A matéria inorgânica é toda aquela composta por átomos que não sejam de carbono (exceto no caso do ácido carbônico e seus sais). Os poluentes inorgânicos são os sais, óxidos, hidróxidos e os ácidos. Formada nos esgotos principalmente, pela presença de areia e de substâncias minerais dissolvidas. Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) A DBO520, como é conhecida, pode ser entendida como a quantidade de oxigênio necessária para estabilizar a matéria orgânica carbonácea através da ação microrganismos, principalmente de bactérias por processos bioquímicos. A estabilização é um processo de simplificação da matéria orgânica através de microrganismos em substâncias mais simples, tais como: amônia (NH3 ), gás carbônico (CO2), água e sais minerais.
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A estabilização completa demora em termos práticos, vários dias (cerca de 20 dias ou mais para esgotos domésticos). Tal corresponde a Demanda Última de Oxigênio (DBOu). Entretanto, para evitar que o teste de laboratório fosse sujeito a uma grande demora, e para permitir a comparação de diversos resultados, foram efetuadas algumas padronizações, entre elas: convencionou-se proceder à análise no 5º dia, neste período aproximadamente 65 a 70% da matéria orgânica é oxidada e determinou-se que o teste fosse efetuado a uma temperatura constante de 20° C; já que temperaturas diferentes interferem no metabolismo bacteriano. Segundo RAMALHO (1996) a DBO das águas residuárias é o resultado de três tipos de materiais: Materiais orgânicos carbônicos: utilizados como fonte de alimentação por organismos aeróbios; Nitrogênio oxidante: devido à presença de nitritos, amônia e em geral compostos orgânicos nitrogenados que servem como alimentos para §
§
§
bactérias especificas; Compostos químicos redutores: íon ferroso, sulfitos e sulfatos que se oxidam por oxigênio dissolvido.
Segundo Horan (1990) citado por LORA (2000) as principais vantagens do teste de DBO são: Simples e popular; §
indicação bastante exata da fração de resíduo que é possível de ser biodegradada; utilizado na maioria das equações de projetos. Para MACÊDO (2001) a DBO é um excelente índice para indicar a eficiência de uma ETE (estação de tratamento de esgoto), uma vez que, é possível comparar com grande precisão a DBO de esgoto bruto e do efluente final. No entanto para a determinação da DBO em águas contendo metais pesados, o resultado não será condizente com a realidade (DERÍSIO, 2000). §
§
Demanda Química de Oxigênio (DQO) Pode ser definida como a quantidade de oxigênio requerida para a oxidação da matéria orgânica presente num efluente, através de um agente químico.
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Geralmente os valores de DQO são maiores que os de DBO520 , em virtude de as condições da oxidação química serem mais intensas que as provocadas por microrganismos. A análise de DQO é bem mais rápida e barata que a de DBO, demorando cerca de 3 horas. A DQO mede o consumo de oxigênio ocorrido durante a oxidação química da matéria orgânica. O valor obtido é uma indicação indireta do teor de matéria orgânica presente. Essa oxidação é obtida da reação de oxidação a partir de um oxidante forte (dicromato de potássio) em meio ácido (H2SO4), sendo resultado final desta oxidação o dióxido de carbono e água. A DQO é muito útil quando utilizada conjuntamente com a DBO5,20 para observar a biodegradabilidade de despejos. BRAILE & CAVALCANTI (1993) citam que a quantidade da matéria orgânica obtida por meio da DQO é sobremaneira importante, pois determina os despejos que contenham substancias tóxicas à vida. Segundo Horan (1990) citado por LORA (2000) as principais vantagens do teste de DQO são: Requer uma instrumentação simples e barata; O resultado é rápido; Produz informações tanto sobre a demanda biológica de oxigênio como por §
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carbono. Segundo MACEDO (2001) por meio da relação DQO/DBO5 é possível de definir o processo de tratamento a ser utilizado. Pois a relação DQO/DBO esta relacionada com a biodegradabilidade do despejo, sendo que quando mais próximo de 1 estiver esta relação maior será a biodegradabilidade do despejo pela ação de microrganismos (tratamento biológico). Pois quando a relação é 1, isto indica que não há material inerte a ação dos microorganismos. Relação DBO/DQO > 0,6: tratamento por processo biológico; Relação 0,2 < DBO/DQO < 0,6: tratamento biológico possível; Relação DBO/DQO < 0,2: tratamento biológico muito difícil, recomenda-se tratamento físico-químico. §
§
§
Carbono Orgânico Total (COT) O Carbono orgânico total (COT) mede diretamente o carbono, e não indiretamente pela quantidade de oxigênio consumida como na DBO e DQO.
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Trata-se de um teste instrumental que tem se mostrado satisfatório em amostras com quantidades reduzidas de matéria orgânica (VON SPERLING, 1996). O teste do COT é baseado na oxidação do carbono da matéria orgânica para dióxido de carbono e na determinação de CO2 para absorção em KOH ou por sistema instrumental (JORDÂO & PESSOA, 1995).
1.3.2.2 pH (Potencial Hidrogênico) O potencial hidrogeniônico – pH indica o caráter ácido ou básico dos efluentes. Nos tratamentos de efluentes o pH é um parâmetro fundamental para o controle do processo (GIORDANO, 1999). O pH é definido como o negativo do logaritmo da concentração de íons de hidrogênio. A escala de pH vai de 0 a 14, sendo que, o pH 7,0 corresponde à neutralidade a 25 ºC e pH abaixo de 7,0 é ácido e acima de 7,0 é básico. A neutralidade indica equilíbrio entre íons (H+) e íons (OH-). Segundo METCALF & EDDY (2003) a faixa de concentração adequada para a existência de vida é muito estreita e crítica, tipicamente 6 a 9. Despejos com concentração inadequada do íon H+ são difíceis de serem tratados por métodos biológicos. Os organismos aquáticos estão adaptados a condições de neutralidade, caso ocorra alterações bruscas do pH de uma água podem acarretar o desaparecimento dos seres presentes na mesma (DERÍSIO, 2000). De acordo com MACÊDO (2001) o monitoramento de corrosão, a quantidade de reagentes necessário à coagulação, o crescimento de microrganismos e o processo de desinfecção pode ser conhecimento por meio do potencial hidrogeniônico de uma água.
1.3.2.3 Nitrogênio O nitrogênio apresenta-se principalmente como nitrogênio orgânico, nitrogênio amoniacal, nitrito e nitrato. O nitrogênio orgânico ocorre em esgotos sanitários, principalmente devido à presença de proteínas ou seus produtos de degradação como poliptiptídeos e aminoácidos. A degradação desses compostos e de uréia gera nitrogênio amoniacal. O nitrogênio amoniacal, pode estar presente em águas
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residuárias industriais que utilizam sais de amônia ou uréia. As formas oxidadas de nitrogênio, (nitritos e nitratos) podem estar presentes em efluentes de sistemas de tratamento aeróbios, ou nas águas residuárias industriais. Nos esgotos sanitários, o nitrogênio, é proveniente dos próprios excrementos humanos, mas atualmente têm fontes importantes nos produtos de limpeza domésticos e ou industriais tais como detergentes e amaciantes de roupas (VON SPERLING, 1996). Segundo VON SPERLING (1996) o nitrogênio é um componente de grande importância em termos da geração e do próprio controle da poluição das águas, devido principalmente aos seguintes aspectos: a) Poluição das águas É um elemento indispensável para o crescimento das algas, podendo por isso, sob certas condições, conduzir lagos e represas a eutrofização; No processo de conversão da amônia (NH3) a nitrito (NO2-) e este a nitrato (NO3-), implica num consumo de oxigênio do corpo receptor; Na forma de amônia (NH3) livre é diretamente tóxico para os peixes. §
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§
b) Tratamento de esgotos É um elemento indispensável para o crescimento dos microorganismos responsáveis pelo tratamento do esgoto; No processo de conversão da amônia (NH3) a nitrito (NO2-) e este a nitrato (NO3-), que eventualmente ocorram em estações de tratamento, implicam num consumo de oxigênio e alcalinidade. §
§
Em despejos orgânicos o nitrogênio aparece combinado em quatro tipos de compostos: amoniacais, orgânicos, sais nítricos e sais nitrosos. A determinação do nitrogênio total é feita determinando-se os teores de cada uma dessas frações. Para tratamento não há necessidade da determinação de N2 (gasoso), pois este é inerte no tocante aos processos de tratamento (BRAILE & CAVALCANTI, 1993) Nos esgotos brutos a forma predominante do nitrogênio são o nitrogênio orgânico e a amônia (NH3 ). Portanto, se houver predominância no determinado ponto de coleta, das formas reduzidas de N (Nitrogênio orgânico e amônia) significa que o foco de poluição se encontra próximo (poluição recente) e se prevalecer às formas oxidadas (nitritos e nitratos) significa que as descargas dos despejos encontram-se distantes (poluição remota).
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As formas de nitrogênio estão apresentadas na tabela a seguir. FORMA DE NITROGÊNIO
ABREV.
DEFINIÇÃO
Gás Amônia Íon Amônio Nitrogênio Amoniacal Total Nitrito Nitrato Nitrogênio Inorgânico Total Nitrogênio Total Kjeldahl Nitrogênio Orgânico Nitrogênio Total FONTE: METCALF & EDDY (2003)
NH3 NH4 + NAT NO2NO3NIT NTK N orgânico NT
NH3 NH4 + NH3 + NH4 + NO2NO3NH3 + NH4+ + NO 2- + NO 3N orgânico + NH3 + NH4+ NTK – (NH3 + NH 4+) N orgânico + NH3 + NH4+ + NO2- + NO3-
No processo de nitrificação a amônia é oxidada a nitrito (NO2-) e esta a nitrato (NO3-). No processo de desnitrificação os nitratos são reduzidos a nitrogênio gasoso (N2) Com relação a amônia, esta existe em solução tanto na forma de íon (NH4+ ) como na forma livre, não ionizada NH 3. A distribuição relativa assume a seguinte forma em função dos valores de pH (VON SPERLING, 1996): pH < 8: praticamente toda amônia na forma NH4+; pH = 9,5: aproximadamente 50% de NH3 e 50% NH4+; pH > 11: praticamente toda a amônia na forma de NH3 . §
§
§
BRAILE & CAVALCANTI (1993), destacam que em alguns despejos podem ocorrer a total ausência de compostos nitrogenados, subsídio este fundamental para os microrganismos. Neste caso há necessidade da adição em proporções adequadas desse nutriente ao despejo.
1.3.2.4 Fósforo O fósforo encontra-se presente em águas residuárias, principalmente como ortofosfatos e polifosfatos, bem como na forma de fósforo orgânico. A presença excessiva de fósforo causa a eutrofização dos corpos d’água. Esgotos municipais, por exemplo, contem cerca de 4 a 16 mg/L de fósforo.
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Conforme VON SPERLNG (1996) e METCALF & EDDY (2003), nas águas, o fósforo se apresenta nas seguintes três formas: a) Ortofosfatos: são diretamente disponíveis para o metabolismo biológico, sem necessidade de conversões a formas mais simples. As principais fontes dessa forma são: o solo, detergentes, fertilizantes, despejos industriais e esgotos domésticos. As formas dos ortofosfatos se apresentarem nas águas variam de acordo com o pH. Tais incluem PO43-, HPO42-, H2PO4-, H3PO4. b) Polifosfatos: são moléculas mais complexas com dois átomos ou mais de fósforo. Os polifosfatos se transformam em ortofosfatos por hidrólise em solução aquosa, esta hidrólise é geralmente lenta. c) Fósforo orgânico: é normalmente de menor importância nos esgotos domésticos típicos, mas nos despejos industriais e no lodo proveniente do tratamento pode ser significativo. Nos sistemas de tratamento e nos corpos receptores sofre conversão em ortofosfatos. Em sistemas de tratamentos, os organismos responsáveis pela remoção do fósforo são as cianobactérias, o que possibilita o consorciamento de dois ou mais tipos de tratamentos biológicos (LORA, 2000). VON SPERLNG (1996) complementa que a importância do fósforo associa-se principalmente nos seguintes aspectos: É um nutriente essencial para o crescimento dos microorganismos responsáveis pela estabilização da matéria orgânica; É um nutriente essencial para o crescimento de algas e plantas aquáticas, §
§
podendo com isso, em certas condições, conduzir a fenômenos de eutrofização em lagos e represas. O fósforo, de maneira análoga ao nitrogênio, pode eventualmente apresentar carência em alguns despejos, sendo portanto necessária a sua reposição, que seda basicamente pela adição de produtos químicos fosfatados ou a mistura de esgoto sanitário (BRAILE & CAVALCANTI, 1993).
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1.3.2.5 Oxigênio Dissolvido (OD) O oxigênio dissolvido é necessário para respiração de microrganismos aeróbios bem como outras formas aeróbias de vida. De acordo com METCALF & EDDY (2003) a quantidade de oxigênio que pode estar presente na água é regulada por vários fatores, tais como: a solubilidade do gás, a pressão parcial do gás na atmosfera, a temperatura e a concentração de impurezas na águas (por exemplo, a salinidade, sólidos em suspensão, etc.). Ao nível do mar a concentração de saturação de OD é igual a 9,2 mg/L (20° C). Valores de OD superiores à saturação são indicativos da presença de algas, devido à fotossíntese; e valores de OD bem inferiores à saturação são indicativos da presença de matéria orgânica, provavelmente esgotos. A presença de OD em águas residuárias é desejável por prevenir formação de substâncias mal cheirosas.
1.3.2.6 Sulfatos O íon sulfato é um dos principais ânions presentes em águas naturais. Em ambiente anaeróbio, os sulfatos geram sulfetos que são responsáveis por problemas de corrosão, pela emissão de odor desagradável e que, dependendo da concentração podem causar inibição a determinados processos biológicos como a metanogênese.
1.3.2.7 Óleos e Graxas O termo óleos e graxas aplica-se a grande variedade de substâncias orgânicas que são extraídas das soluções ou suspensões aquosas por hexana ou triclorofluoretano (Freon). Hidrocarbonetos, ésteres, óleos, gorduras, ceras e ácidos orgânicos de cadeia longa são os principais materiais que são dissolvidos por esses solventes. Classificam-se juntamente aos óleos e graxas algumas substâncias denominadas sólidos flutuantes ou escuma e outros materiais cuja densidade é inferior a da água (JORDÃO & PESSÔA, 1995). Estas substâncias (OG) estão presentes nos efluentes tendo as mais diversas origens. É muito comum a origem nos restaurantes industriais. As oficinas mecânicas, casa de caldeiras, equipamentos que utilizem óleo hidráulico
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além de matérias primas com composição oleosa como gordura de origem vegetal, animal e óleos minerais (GIORDANO, 1999). Os óleos e graxas não são desejáveis nas unidades de transporte e tratamento dos efluentes, sendo então necessário a remoção da gordura contida no mesmo, pois podem aderir às paredes, produzindo odores desagradáveis, além de diminuir as seções úteis; forma escuma, uma camada de matéria flutuante, nos decantadores, que poderá vir a entupir os filtros; interferem e inibem a vida biológica; trazem problemas de manutenção (JORDÃO & PESSÔA, 1995). Em geral, concentrações de óleos e graxas superiores a 50 mg/L são consideradas elevadas, podendo prejudicar o tratamento biológico, indicando a necessidade de caixas retentoras de óleos e graxas e/ou flotadores. fl otadores.
1.3.3 Características Biológicas
Os principais microrganismos encontrados nos rios e esgotos são: as bactérias, os fungos, os vírus, as algas e os grupos de plantas e animais. As bactérias constituirão talvez o elemento mais importante deste grupo de organismos, responsáveis que são pela decomposição e estabilização da matéria orgânica, tanto na natureza como nas unidades de tratamento biológico. Os microorganismos desempenham diversas funções de fundamental importância, principalmente as relacionadas com a transformação da matéria dentro dos ciclos biogeoquímicos. Um outro aspecto de grande relevância em termos de qualidade biológica da água é o relativo à possibilidade de transmissão de doenças, a potencialidade de uma água transmitir doenças (patogênicos) pode ser efetuada de forma indireta, através dos organismos indicadores indicadores de contaminação contaminação fecal, pertencentes principalmente ao grupo coliformes.
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2 PADRÕES DE LANÇAMENTO
Os resíduos quando gerenciados de forma incorreta vêm a contaminar as águas, o solo e a atmosfera, essas formas de poluição afetam substancialmente a saúde dos seres vivos. Portanto antes de serem descartados num corpo d’água ou dispostos no solo, os efluentes líquidos devem passar por análises de teores dos analíticos presentes nos mesmos (sulfatos, cloretos, nitratos, etc.) para que eles se ajustem às normas preconizadas na legislação vigente. Os efluentes líquidos, após tratamento e lançamento nos corpos de água receptores, devem atender aos limites máximos ou mínimos. No Brasil, a Resolução CONAMA n.º 357 de março de 2005 dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões lançamento de efluentes, e dá outras providências. Os padrões de qualidade das águas referem-se ao corpo receptor, e os de lançamento expressos no Capitulo IV da referida resolução, referem-se ao lançamento de efluentes. Esta Resolução 357/2005 pode ser obtida no site do ministério do Meio Ambiente, http://www.mma.gov.br/conama/res/res http://www.mma.gov.br/conama/res/res05/res35705.pdf 05/res35705.pdf.. Os órgãos ambientais estaduais podem adotar os mesmos padrões da Resolução CONAMA 357/2005, como é o caso do Paraná; complementá-los ou eventualmente aplicar padrões mais restritivos. O Instituto ambiental do Paraná (IAP) além de seguir os parâmetros estipulados pela resolução, define em seu Manual de Licenciamento alguns parâmetros (como: DBO, DQO, OG, etc.) de acordo com a natureza da Indústria.
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3 PRINCIPAIS IMPACTOS CAUSADOS EFLUENTES NOS CORPOS DE ÁGUAS
PELO
LANÇAMENTO
DE
3.1 POLUIÇÃO POR MATÉRIA ORGÂNICA E AUTODEPURAÇÃO DOS CURSOS DE ÁGUAS O efeito da descarga de despejos orgânicos num corpo d’água é um problema importante para o controle da poluição das águas. Sabe-se que mecanismos de autodepuração de origens físicas, químicas e biológicas trabalham para alterar as concentrações de poluentes descartados nas águas. A redução da matéria orgânica pela ação das bactérias se dá pela utilização do oxigênio dissolvido por esses microorganismos. A reposição desse oxigênio se processa através da superfície superfíci e da água exposta à atmosfera. Segundo DERÍSIO (2000), um aumento na carga poluidora estimula o crescimento de bactérias e a oxidação se processa num ritmo acelerado. A concentração da carga orgânica pode ser tão grande que todo o oxigênio dissolvido existente inibe a existência de formas superiores de vida biológica e em conseqüência se estabelecem condições prejudiciais aos seres humanos. Assim, a concentração de oxigênio dissolvido é um dos critérios mais significativos no âmbito do saneamento dos cursos d’água. Todo curso d’água possui uma limitação quanto a sua capacidade de assimilar despejos orgânicos. Até o ponto em que este limite não é excedido, a disposição de despejos orgânicos nos cursos d’água representa o método mais econômico de disposição. Por este motivo, a avaliação da capacidade de autodepuração natural de um rio é valiosa para a engenharia. Quando os cursos d’água são utilizados como estações de tratamento naturais, é necessário, tal como nos projetos, definir as respectivas capacidades de tratamento, isto para não impedir o uso das águas desses rios para outros fins. f ins. De acordo com VON SPERLING (1996), o fenômeno de autodepuração está vinculado ao restabelecimento do equilíbrio no meio aquático, por mecanismos essencialmente essencialmente naturais, após as alterações induzidas pelos despejos afluentes. afluent es. Parte do fenômeno de autodepuração está associada aos despejos de compostos orgânicos, que podem ser convertidos em compostos inertes e não prejudiciais do ponto de vista ecológico. Porém, sob outro ponto de vista pode ser
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relativo, sendo que a água não esteja totalmente purificada em termos higiênicos, apresentando, por exemplo, organismos patogênicos. Zonas de autodepuração
Por ser a autodepuração um processo que se desenvolve ao longo do tempo, e considerando-se a dimensão do curso d’água receptor como predominantemente longitudinal, tem-se que os estágios da sucessão ecológica podem ser associados a zonas fisicamente identificáveis no rio, como se observa na figura a seguir.
FONTE: VON SPERLING, 1996.
Ao longo do corpo d'água, pode-se identificar, cinco regiões: distintas: : 1 e 5 Zona de águas limpas: As águas apresentam-se novamente limpas, voltando a ser atingida a condição normal anterior à poluição, pelo menos no que diz respeito ao oxigênio dissolvido, à matéria orgânica e aos teores de bactérias.
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2 Zona de degradação: Está zona tem início logo após o lançamento das águas residuárias no curso d’água e vai até a zona de decomposição ativa. A principal característica química é alta concentração de matéria orgânica; 3 Zona de decomposição ativa: é a região com maior concentração microbiológica e maior intensidade no consumo de oxigênio; 4 Zona de recuperação: Após a fase de intenso consumo de matéria orgânica e de degradação do ambiente aquático, inicia-se a etapa de recuperação. É a degradação quase completa da matéria orgânica e o corpo d’água começa a recuperar o nível de oxigênio. Oxigênio dissolvido e demanda bioquímica de oxigênio
O oxigênio existente no meio aquático é o elemento principal no metabolismo dos microorganismos aeróbios que habitam as águas naturais ou os reatores para tratamento biológico de esgotos. Nas águas naturais, o oxigênio é indispensável também para outros seres vivos, especialmente os peixes, onde a maiorias das espécies não resiste a concentrações de oxigênio dissolvido (OD) na água inferiores a 4,0 mg/L. A concentração de oxigênio dissolvido é também o parâmetro fundamental nos modelos de autodepuração natural das águas. Nestes modelos são balanceadas as entradas e as saídas de oxigênio em função do tempo nas massas líquidas, de modo a prever a concentração em diversos pontos, que pode ser utilizado, por exemplo, para estimar as eficiências necessárias de estações de tratamento de esgotos a serem construídas, na remoção de constituintes biodegradáveis. A demanda bioquímica de oxigênio (DBO) definida como a quantidade necessária de oxigênio para a metabolização da matéria orgânica biodegradável existente no meio aquático. Usualmente corresponde à oxidação metabólica da matéria orgânica, da qual resulta principalmente o gás carbônico, água e amônia. Este tipo de DBO é também conhecida por DBO carbonácea. Adicionalmente, a oxidação biológica da amônia em nitrato é denominada nitrificação e o oxigênio necessário para tanto é quantificado pela DBO nitrogenada. A reaeração atmosférica é freqüentemente o principal fator responsável pela introdução de oxigênio no meio líquido. Em um corpo d’água com massa
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líquida praticamente parada predomina a difusão molecular, é um mecanismo lento. Em um rio com corredeiras predomina a difusão turbulenta que é mais eficiente. O oxigênio também pode ser introduzido em um meio aquático pela fotossíntese realizada pelos autotróficos. Desoxigenação e Reaeração
A ação simultânea da desoxigenação e da reaeração produz um perfil característico da concentração de oxigênio dissolvido nas águas de um rio. Este padrão conhecido como “curva de decaimento de oxigênio”, foi explicado pela primeira vez por Streeter e Phelps, em 1925. Esses pesquisadores estabeleceram as bases matemáticas da curva de oxigênio dissolvido em um curso d’água, o modelo ficou conhecido como o modelo de Streeter-Phelps e é clássica dentro da Engenharia Ambiental, servindo de base para outros modelos mais sofisticados. A equação que descreve a ação simultânea da desoxigenação e da reaeração e é dada por: dD dt
= k 1 L − k 2 D
onde: D = déficit de oxigênio dissolvido (= C S – C t); L = concentração da matéria orgânica; K1 = coeficiente de desoxigenação; k2 = coeficiente de reaeração.
3.2 CONTAMINAÇÃO POR MICROORGANISMOS PATOGÊNICOS Um dos mais importantes aspectos de poluição das águas é aquele relacionado com o fator higiênico, associado às doenças de vinculação hídrica causadas por agentes patogênicos. Um corpo d´água receptor do lançamento de efluentes pode incorporar a si uma ampla gama de agentes transmissores de doenças (patogênicos). Este fato não gera um impacto com relação à biota do corpo d´água em si, mas afeta alguns dos usos preponderantes a ele destinados, tais como o abastecimento de água potável e a balneabilidade (VON SPERLING, 1996).
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A detecção dos agentes patogênicos, principalmente bactérias protozoários e vírus, em uma amostra de água é extremamente difícil, em razão das baixas concentrações, o que demanda o exame de grandes volumes da água para que fosse detectado um único patogênico. Este obstáculo é superado através do estudo dos chamados organismos indicadores de contaminação fecal, como o grupo dos coliformes. Tais organismos não são patogênicos, mas dão uma satisfatória indicação de quando uma água apresenta contaminação por fezes humanas ou animais e, por conseguinte, a sua potencialidade para transmitir doenças (VON SPERLING, 1996). São as seguintes as principais razões para a utilização do grupo de coliforme como indicadores de contaminação fecal: Os coliformes apresentam-se em grande quantidade nas fazes humana; Os coliformes apresentam-se em grande número apenas nas fezes do homem e de animais de sangue quente; Os coliformes apresentam resistência aproximadamente similar a maioria das bactérias patogênicas intestinais; As técnicas bacteriológicas para a detecção de coliformes são rápidas e econômicas. §
§
§
§
3.3 EUTROFIZAÇÃO DOS CORPOS DE ÁGUAS A eutrofização é um fenômeno natural na vida dos lagos e que consiste no amadurecimento pelo acúmulo de nutrientes. Este processo pode ser acelerado por descarga de nutrientes fornecidas pelo homem, como no caso do recebimento de esgotos (CARVALHO, 1981). Os principais efeitos da eutrofização ocorrem ao nível dos produtores primários, geralmente de dimensões reduzidas – fitoplâncton, embora certas macrófitas possam se beneficiar deste processo. As cianobactérias,são organismos fitoplanctônicos representativos de um estado de eutrofização avançado, possuindo capacidade competitivas o que as torna dominantes nestas situações.
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4 PROCESSOS DE TRATAMENTO
Para GRADY et al. (1999) o objetivo do tratamento de águas residuárias é remover poluentes, que quando lançados, podem prejudicar o ambiente aquático, reduzindo assim a quantidade de oxigênio dissolvido nestes ambientes. Estes chamados materiais depreciadores de oxigênio consistem em substâncias geralmente orgânicas caracterizadas como um substrato, fonte de energia para o desenvolvimento da microbiota aquática, que por sua vez é a responsável pelo consumo do oxigênio dissolvido (OD) durante a metabolização de tais substâncias (JORDÃO & PESSÔA, 1995). Com o tratamento adequado de resíduos líquidos, ocorre uma diminuição da agressão ao meio ambiente, o que repercute diretamente na qualidade de vida do homem. Segundo LORA (2000) a seleção da configuração do sistema de tratamento de efluentes, depende de: Características do efluente, que vem a ser a forma predominante do poluente (em suspensão, coloidal ou dissolvido), de sua biodegradabilidade, e da presença de compostos orgânicos e inorgânicos tóxicos; §
Qualidade requerida do efluente após o tratamento; Custo do processo. Ao se decidir pelo processo a ser empregado no tratamento de resíduos §
§
líquidos, deve-se em primeiro lugar levar em conta às condições do corpo receptor, sendo necessário também se certificar da eficiência de cada processo unitário e de seu custo, bem como do grau de tratamento necessário de acordo com os padrões das águas receptoras (IMHOFF & IMHOFF, 1996). JORDÃO & PESSOA (1995) afirmam que os fenômenos atuantes na formação dos esgotos deverão atuar inversamente nos processos de tratamento, ou seja, se um esgoto é formado pela adição de agentes estritamente físicos, a remoção destes agentes se dará com um processo físico de tratamento. Os poluentes presentes nos esgotos são de natureza física, química e biológica, portanto os as operações e processos de tratamento se classificam em: Operações Unitárias físicas; Processos químicos; §
§
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Processos biológicos. As operações físicas são governadas exclusivamente pelas leis da física; os químicos ocorrem estritamente reações químicas e/ou bioquímicos pela ação de microrganismos através de processos bioquímicos catalisados por e nzimas. §
Diversos autores usualmente classificam estas operações e processos de tratamento dentro de níveis. Segundo DACACH (1991) o tratamento de esgotos, com a finalidade didática, usualmente é classificado através dos seguintes níveis: Preliminar: destina-se a remover por ação física os sólidos grosseiros; Primário: visa à remoção de sólidos sedimentáveis e parte da matéria §
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§
orgânica; Secundário: objetiva a remoção de matéria orgânica e eventualmente nutrientes (N e P); Terciário: objetiva a remoção de poluentes específicos (usualmente tóxicos ou compostos não biodegradáveis) ou ainda a remoção complementar de poluentes não suficientemente removidos no tratamento secundário. NÍVEL
REMOÇÃO
PRELIMINAR
Sólidos em suspensão grosseiros (materiais de maiores dimensões e areia).
PRIMÁRIO
Sólidos em Suspensão sedimentáveis; DBO em suspensão (matéria orgânica componente dos sólidos em suspensão sedimentáveis).
SECUNDÁRIO
DBO em suspensão (matéria orgânica em suspensão fina, não removida no tratamento primário; DBO solúvel (matéria orgânica na forma de sólidos dissolvidos).
TERCIÁRIO
Nutrientes; Patogênicos; Compostos não biodegradáveis; Metais pesados; Sólidos Inorgânicos dissolvidos; Sólidos em Suspensão remanescentes.
Fonte: VON SPERLING (1996).
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No nível Preliminar e Primário predominam os mecanismos físicos de remoção de poluentes, porém no nível primário podem ocorrer mecanismos químicos de remoção. No nível Secundário predominam mecanismos biológicos e no nível terciário ocorrem principalmente mecanismos físicos e químicos de remoção de poluentes específicos.
4.1 NÍVEL DE TRATAMENTO PRELIMINAR 4.1.1 Gradeamento - Grades
Finalidades - Proteção dos dispositivos dos esgotos contra obstruções, tais como bombas, registros, tubulações, peças especiais, etc.; - Proteção dos equipamentos de tratamento, bem como do aspecto estético dos corpos receptores e fluxo; - Remoção parcial da carga poluidora, consequentemente maior eficiência nas etapas subseqüentes. Espaçamento entre Barras O espaçamento útil entre as barras, é escolhido em função do tipo de material que se quer deter e dos equipamentos a proteger, sendo assim podemos classificá-las: - Grades Grosseiras: são instaladas à montante de bombas de grandes dimensões, turbinas, etc.; e quase sempre precedem grades comuns. - Grades Médias: com menor espaçamento entre barras (normalmente 2,5cm). São empregadas normalmente em estações de águas residuárias, na entrada das ETEs; - Grades Finas: são empregadas quando são bem determinadas as características do esgoto a tratar (empregadas para reduzir escumas em tanques de digestão, para proteção de filtros lentos e os equipamentos de dosagem, etc.). Apresentam problemas de limpeza e geralmente são mecanizadas.
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As grades são geralmente de seção retangular, cujos espaçamentos estão apresentados na tabela a seguir. ESPAÇAMENTO TIPO
Polegadas
Centímetros
Grosseiras
Acima de 1 ½
4,0 a 10,0
Médias
3/4 a 1 ½
2,0 a 4,0
Pequenas (finas)
3/8 a ¾
1,0 a 2,0
Fonte: AZEVEDO NETTO et al. (1973) apud JORDÃO & PESSOA (1995).
Dimensões das Barras
Embora existam diferentes formas de seção transversal das barras, a mais comum é a retangular cuja variação está de acordo com a tabela abaixo. SEÇÃO TIPO DE GRADE
mm x mm
Pol. X pol.
Grosseiras
10 x 50
3/8 a 2
Grosseiras
10 x 60
3/8 a 2 ½
Grosseiras
13 x 40
1/2 a 1 ½
Grosseiras
13 x 50
1/2 x 2
Médias
8 x 50
5/16 a 2
Médias
10 x 40
3/8 x 1 ½
Médias
10 x 50
3/8 x 2
Pequenas
6 x 40
1/4 x 1 ½
Pequenas
8 x 40
5/16 x 1 ½
Pequenas
10 x 40
3/8 x 1 ½
Fonte: AZEVEDO NETTO e HESS (1970) apud JORDÃO & PESSOA (1995).
Tipos de Grades
As grades são classificadas de acordo com o modo de limpeza: - Grades Simples: de limpeza manual (pequenas instalações). Geralmente são grosseiras, apresentando aberturas geralmente grandes, instaladas à montante de grades médias mecanizadas, bombas de grande capacidade, etc. Destinam-se a retirada de objetos de grandes dimensões (madeira, latas, etc.) que podem danificar aqueles equipamentos. - Grades Mecanizadas: de limpeza mecânica, automática ou não (instalações maiores).
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Estas grades pelo meio agressivo que são submetidas, exigem manutenção cuidadosa. Inclinação das barras
De acordo com o tipo de limpeza manual ou mecanizada, as grades apresentam uma inclinação das barras já bastante definida. - Limpeza Manual (rastelo): 30º a 45º com a horizontal; - Limpeza Mecânica: 45º a 90º com a horizontal, (comum 60º). OBS: Existem também certas instalações que adotam grades instaladas verticalmente. No, entanto, as grades inclinadas têm apresentado melhor rendimento, uma vez que a inclinação evita que o material arrastado pelo ancinho de limpeza se desprenda com facilidade e retorne ao canal de chegada (afluente). Remoção e destino do material retido
A Companhia de Tecnologia e de Saneamento Ambiental – CETESB (1994) recomenda que o material retido no gradeamento deva ser removido tão rapidamente quanto possível e armazenado em depósitos próprios em condições de permitir as seguintes operações subseqüentes: drenagem parcial do líquido agregado ao material grosseiro; fácil transporte ou transbordo para depósitos maiores, apropriados para esta função; e cobertura com a finalidade de evitar a proliferação de vetores. Com relação ao material removido, no caso do tratamento de esgotos sanitários, normalmente o destino é a incineração ou aterro sanitário. Em pequenas instalações o material poderá ser enterrado com um recobrimento mínimo de 30 a 40 cm de terra para evitar maus odores e permitir a ação das bactérias, nas grandes instalações com remoção mecanizada recomenda-se a incineração, digestão ou trituração (neste caso com retorno aos esgotos). No caso do gradeamento aplicado ao tratamento de efluentes líquidos industriais o destino do material retido dependerá da natureza do material retido, podendo ser encaminhado para compostagem ou biodigestão no caso de resíduos agroindustriais, etc.
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Dimensionamento (DACACH, 1991 e JORDÃO E PESSÔA, 1995)
Para dimensionamento das barras deve-se escolher previamente o seu formato (mais comum retangular), dimensão, espaçamento e tipo de barra. Deve-se garantir a velocidade adequada através das barras Velocidade mínima: 0,40 m/s Velocidade máxima: 0,75 m/s Esses valores devem ser verificados para vazões mínima, média e máxima. Velocidades pequenas propiciam a deposição de areia no canal da grade, enquanto velocidades altas desfavorecem a retenção do material grosseiro (problemas de entupimento). OBS: Uma vez determinados, o formato, a seção transversal e o espaçamento das barras da grade, calcula-se a largura do canal, uma vez que a altura da lâmina d’água é determinada pelo nível de água da unidade subseqüente e pela perda de carga na grade. Cálculos
S = área do canal até o nível d’água (seção de escoamento), em m 2 ; Au = área útil (área entre as barras), em m2 ; a = espaçamento entre as barras, em m; t = espessura da barra; V = velocidade – canal de aproximação (V = 0,7 a 1,0 m/s) usual 0,8 m/s; v = = velocidade de escoamento (v = 0,4 a 0,75 m/s) usual 0,6 m/s; E = eficiência. OBS: Relação b ≥ 3 e que h não seja maior que 0,5m (usualmente considera-se b = 5h ou b = 6h). Canal de Aproximação Área (canal aproximação)
A = Q/V Largura Recomendada (canal aproximação)
b ≥ 3 (usualmente considera-se b = 5h) A=bxh
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Seção de Escoamento: verificar dados de acordo com o tipo de grade em tabela
(valores de a, t e E) Área útil Au = Q máx /v Seção do canal
S = Au / E S = Au / (a/ a+t) S = b x h (b ≥ 3, usualmente b = 6h) Área da barras
Abarras = S – Au Número de barras (n)
Número de barras (n) = b / a+t ou Área das Barras = A 1 barra x n S – Au = t x h x n Perda de carga
A determinação da perda de carga na grade de barras deverá considerar principalmente, o modelo selecionado, o tipo de operação de limpeza, localização e detalhes construtivos. As perdas de carga de unidades mecanizadas deverão ser fornecidas pelos fabricantes. Há varias formulas propostas, porém pouco sentido prático, pois correspondem as condições de barras limpas. Um exemplo: Formula de METCALF & EDDY (1981). Hf = 1,43 (V 2 – v2 ) / 2g Hf = perda de carga, m; V = velocidade entre as barras, m/s; v = velocidade a montante da grade, m/s; g = aceleração da gravidade, 9,8 m/s2. A perda de carga é a variação do nível da linha de energia entre dois pontos em um escoamento.
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A tabela a seguir é representada para facilidade de cálculo para eficiência das grades de dimensões usuais. No entanto, com emprego da equação também podemos determinar a eficiência para várias situações. E = a/a+t Eficiência: Valores de “E” Espessura das Barras (t)
a = 3/4 “
a = 1“
a =1¼ “
a =1½ “
(1,94 cm)
(2,54 cm)
(3,18 cm)
(3,81 cm)
1/4” (0,64 cm)
0,750
0,800
0,834
0,869
5/16” (0,79 cm)
0,730
0,768
0,803
0,833
3/8” (0,95 cm)
0,677
0,728
0,770
0,800
7/16” (1,11cm)
0,632
0,696
0,741
0,784
1/2” (1,27 cm)
0,600
0,677
0,715
0,755
Para grades do tipo mecanizadas, deve-se levar em conta para efeito de dimensionamento, a largura, aquela está condicionada ao tipo padronizado de equipamento e geralmente compreendida entre 0,60 e 3,60 m. Para altura, temos fabricação de 3,00 a 12,00 m.
4.1.2 Desarenadores - Caixas de Areia
As caixas de areia ou desarenadores têm como objetivo principal reter substâncias inertes, como areias e sólidos minerais sedimentáveis, originárias de águas residuárias. Via de regra com diâmetro igual ou superior a 0,20 mm e peso específico de 2,65 g/cm3. Finalidade - Evitar abrasão nos equipamentos e tubulações (bombas, válvulas, etc.); - Eliminar ou reduzir a possibilidade de obstruções em tubulações e demais unidades subseqüentes do sistema; e facilitar o transporte do líquido. Tipos de caixas de areis - Caixa de areia em canal (de fluxo horizontal); - Caixa de areia com raspador mecânico (decantador de areia); - Caixa de areia aerada.
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Dimensionamento (DACACH, 1991 e NUNES, 2001)
Para caixas tipo Canal – fluxo horizontal (mais comum)
Velocidade de escoamento
São dimensionadas de modo que se tenha velocidade nos canais no intervalo de 0,15 a 0,40m/s, sendo recomendado o valor de 0,30m/s, e deve-se manter uma variação de +/- 20% (NUNES, 2001). Velocidades inferiores a 0,15m/s provocam deposição excessiva de partículas orgânicas, e velocidades superiores a 0,40 m/s propiciam a saída de areia nociva. Velocidade de sedimentação
A tabela a seguir apresenta valores práticos para velocidade critica de sedimentação em função do tamanho das partículas, para grãos de areia de peso específico de 2,65 g/cm3 a 20 ° C, em água tranqüila. Tamanho das partículas (mm) 1,0
Velocidade (cm/s) Velocidade (m/s) 10,0
0,100
0,5
5,0
0,050
0,3
4,3
0,043
0,2
2,4
0,024
0,1
0,9
0,009
Fonte: AZEVEDO NETO e HESS (1970) apud JORDÃO & PESSOA (1995)
Principio de funcionamento
O esgoto, ao deslocar-se horizontalmente na caixa de areia, deve estar possuído da velocidade de 0,30 m/s, enquanto as partículas de areia com 0,2mm de diâmetro e de 2,65 g/cm3 de peso específico devem encontrar condições para depositar-se no fundo. Como no esgoto em repouso a 20 °C as partículas de areia com tamanho de 0,2mm decantam com velocidade aproximada de 2,0 cm/s. Para que todas as partículas de 0,2mm se depositem, basta que a partícula situada em
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condição mais desfavorável possa depositar-se. A situação mais desfavorável é a da partícula que se encontra na superfície líquida e na extremidade de montante da caixa de areia. O tempo que a partícula de 0,2mm leva para atingir o fundo da caixa e o que ela leva para percorrer toda a extensão da caixa de areia é igual. Em decorrência, para uma caixa de areia de altura útil H, o seu comprimento é definido segundo a proporção L / H = V / v . Comprimento
L = comprimento de caixa, m. H = altura de lâmina d’água, m V = velocidade de escoamento horizontal (0,15 a 0,40), usual 0,30m/s v = 2cm/s = 0,02m/s (velocidade de sedimentação da partícula desejada). L V v H
Pela igualdade de triângulos: L / H = V / v ou L = V / v x H Para valores usuais V = 0,30 m/s e v = 0,02 m/s L=V/vxH L = 0,30 / 0,02 x H L = 15 x H Dando-se um acréscimo de 66% (Para compensar efeitos de turbulência) L = 25 x H Largura da caixa (b)
Calculada em função da lâmina de água (H) e de forma a garantir a velocidade desejada (0,30 m/s), aplicando a equação da continuidade (Q = S x V) se a seção da caixa for retangular S = b x H. Adotar b ≥ 3 H ( adotar b = 4 a 5H) Para projeto: Hprojeto x 4 (coeficiente de segurança)
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Taxa de Aplicação
É a relação entre a vazão dos esgotos (Q) e a área da planta da caixa de areia (A) e é fisicamente igual a velocidade de sedimentação da partícula de determinado tamanho. NUNES (2001) recomenda uma taxa de aplicação na faixa de 600 a 1200 m3 /m2.dia. Caso a taxa fique fora do intervalo permissível, recomenda-se variar o valor da velocidade. Controle de velocidade
Umas das principais dificuldades no projeto e na operação das caixas de areias esta em conseguir manter a velocidade desejada com a variação da vazão (Q). Para se contornar esta dificuldade usa-se projetar uma seção de controle, a jusante da caixa de areia, que faça com que a altura da lamina d água varie de acordo com a vazão, mantendo assim aproximadamente constante a velocidade do fluxo na câmara de sedimentação. As seções de controle normalmente utilizadas são: os vertedores proporcionais – tipo Sutro, calhas tipo Parshall e calhas tipo Palmer Bowlus.
4.1.3 Caixas de Retenção de Óleos e Gorduras (Graxas)
Os termos óleos e graxas (OG) como usados em tratamento de águas residuárias englobam uma variedade de materiais como gorduras, ceras, ácidos graxos livres, sabões de cálcio e magnésio, óleos minerais e outros materiais nãovoláteis que são solúveis e podem ser extraídos por hexana de uma amostra acidificada. No esgoto sanitário, a graxa constitui 10% do total de matéria orgânica. Existem dois processos principais na remoção de óleos e graxas: 1) Separação por Gravidade (Remoção Primária); 2) Flotação. A separação por gravidade é realizada em caixas de gordura e é muito comum para pequenas instalações e nos casos em que a eficiência não precisa ser muito elevada.
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4.1.3.1 Retenção de Gorduras As caixas de gorduras são destinadas a remover materiais que flotam naturalmente. Para sua manutenção devem ser evitadas as seguintes condições: -
Temperatura na entrada da caixa superior a 35ºC; pH acima de 8,5; onde ocorre saponificação ou emulsificação; Excesso de detergentes, que prejudicam a eficiência de separação pela formação de gotículas de menor tamanho, com menor velocidade ascensional.
A figura abaixo demonstra uma caixa retentora de gorduras.
Fonte: NUNES, 2001 .
Dimensionamento (PAWLOWSKY, 2000 e NUNES, 2001) -
Remove glóbulos livres superiores a 0,015 cm; Tempo de retenção t(d) = 20 a 30 min; Profundidade: 0,65 a 2,4 m (usual prox. a 1m); Relação comprimento/largura = 1:2 ou 1:3; Geometria: circular (domiciliar) ou retangular (industrial); Taxa de Aplicação superficial: 1,2 a 2,4 m 3 / m2 .h; usual 1,8 m3 / m2 .h. Fator de segurança: 1,5 a 2,5 (reajusta a vazão média para vazão máxima).
Volume V=Qxt Área V=AXH A=CxL
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Taxa de aplicação Tx aplic. = Q / A OBS: As caixas de gordura aplicadas em sistemas de tratamento de efluentes industriais podem apresentar em sua construção chicanas. 4.1.3.2 Retenção de Óleos Segundo NUNES (2001), as caixas retentoras de óleos ou caixas de separação água/óleo se destinam a remover o óleo das águas residuárias provenientes de postos de lavagem e lubrificação de veículos, oficinas mecânicas, etc. O princípio de separação é similar às caixas retentoras de gorduras porque, como o óleo é menos denso que a água, tende a flotar, permanecendo na superfície líquida. Uma vez que as águas residuárias, provenientes de lavagem de veículos, arrastam grande quantidade de areia e outros materiais inertes, é conveniente que as caixas retentoras de óleo sejam precedidas de unidades de desarenação. Para águas residuárias provenientes de atividades industriais, como, por exemplo, da indústria petroquímica, onde as vazões são muito consideráveis e as concentrações de óleo são elevadas, recomenda-se a adoção de separadores API ou tanques de flotação. Como nas caixas de gordura, o líquido deverá ter permanência tranqüila e o mesmo tempo de detenção. O formato da caixa deverá ser retangular, possuindo duas cortinas, uma próxima à entrada para evitar a turbulência do líquido e a outra, próxima à saída, imersa até perto do fundo para que os sólidos sedimentáveis sejam arrastados com o efluente. A forte inclinação do fundo em direção à saída evita o acúmulo de sólidos grosseiros sedimentáveis. A figura abaixo demonstra o esquema de uma caixa retentora de óleos.
Fonte: NUNES, 2001.
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Dimensionamento (NUNES, 2001)
Consumo de água (Q) Q=NxC Onde: N = número de veículos lavados diariamente (Veículos /dia); C = Consumo de água por veículo (L/veículo); OBS: Deve-se observar o número de horas de funcionamento por dia. Volume da caixa (V) V = Q (m3 /min) x t (min) Onde: T = tempo de retenção (semelhante ao das caixas de gordura); Dimensões da caixa Adotando L = 2B e valores para H e h. Onde: B = largura da caixa (m); H = altura maior (m); h = altura menor (m). Comprimento e Largura V = [(H + h ) / 2] x L x B Observação: Existem óleos solúveis e insolúveis em água. Os óleos solúveis são os mais difíceis de serem removidos, enquanto os insolúveis são mais fáceis, permanecendo e sendo removidos na superfície. As atividades industriais que mais geram efluentes oleosos são as indústrias mecânicas e automobilísticas, refinarias, poços de perfuração, etc. No caso da remoção do óleo insolúvel mais leve que a água, podem ser utilizados os sistemas citados, enquanto que para remover óleos solúveis, e necessário diminuir a solubilidade. Os meios fortemente ácidos ou fortemente alcalinos diminuem a solubilidade, sendo neste caso utilizado ácidos ou álcalis e também dispersante. Coagulantes são também utilizados para separação de óleos solúveis juntamente com o lodo, enquanto o óleo insolúvel é removido pela superfície.
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4.1.4 Peneiras
O peneiramento tem como objetivo principal, a remoção de sólidos grosseiros com granulometria superior a 0,25 mm. As peneiras podem ser classificadas em estáticas e rotativas. Estas devem ser usadas principalmente, em sistemas de tratamento de águas residuárias industriais, sendo que, em muitos casos, os sólidos separados podem ser reaproveitados. Nas peneiras estáticas ou hidrodinâmicas, o efluente flui na parte superior, desce pela tela e cai pelas malhas para dentro, onde é recolhido e direcionado para unidade subseqüente, enquanto os sólidos grosseiros deslizam na tela inclinada, sendo empurrados pelo próprio líquido, e são recolhidos na parte inferior (NUNES, 2001). Este tipo de peneira é muito empregado nas indústrias; de celulose e papel, têxtil, nos frigoríficos, curtumes, fábricas de sucos, fecularias, como também na remoção de sólidos suspensos de esgotos sanitários. Nas peneiras rotativas, o efluente passa por um defletor, alcança a peneira na parte superior, atravessa as fendas, sendo recolhido na caixa inferior. Os sólidos são removidos por uma lâmina raspadora, caindo num vaso coletor. Para dimensioná-las é recomendado consultar tabelas de fabricantes, utilizando a vazão máxima de projeto. Recomenda-se também consulta previa ao fabricante, solicitando confirmar as dimensões da peneira, indicando o tipo de água residuária e a fenda da malha a ser utilizada no projeto (NUNES, 2001). As peneiras podem ser instaladas recebendo o efluente por recalque ou por gravidade, situando-se antes ou depois do tanque de equalização, e, preferencialmente após sistema de dosagem de cal. Deve ser evitado o uso de peneiras estáticas, como também de rotativas, em águas residuárias contendo gorduras em excesso, recomenda-se neste caso, o uso de peneiras autolimpante. Podem ser dimensionadas pela taxa de aplicação, que varia com a abertura da tela, ressaltando que estas taxas também podem variar conforme o tipo de efluente e das seguintes características: concentrações dos sólidos a serem removidos, temperatura e viscosidade. Nos casos em que a concentração de sólidos orgânicos é considerável, poderá ser removida a 15 a 25% da DBO em suspensão grosseira.
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A tabela abaixo fornece as taxas de aplicação das peneiras estáticas ou hidrodinâmicas e rotativas fabricadas pela ETA – Engenharia de Tratamento de Águas Ltda. Taxa de Aplicação m3/m2.d Estática ou Hidrodinâmica Rotativa 0,25 15 25 0,50 20 45 0,75 25 65 1,00 30 80 1,50 35 100 Fonte: ETA – Engenharia de Tratamento de Águas Ltda. Abertura (mm)
OBS: para utilizar peneiras de outros fabricantes, consultar catálogos, pois as dimensões são variáveis. As figuras a seguir mostram uma peneira estática e outra rotativa.
Dimensionamento (NUNES, 2001)
Adotar abertura da malha (tela) de acordo com a granulometria dos sólidos que se deseja remover. Área (A) A = Q/I I - taxa de aplicação fornecida pelo fabricante de acordo com a abertura da malha (m3 /m2 .h); Q - vazão máxima de projeto (m3 /h). Largura da tela (B) B = A/L A - área em m2 ; L - largura (m).
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4.2 NÍVEL DE TRATAMENTO PRIMÁRIO 4.2.1 Coagulação
A coagulação é o processo de desestabilização das partículas coloidais (0,1 a 1µm), a fim de que possam agrupar-se e ser eliminadas por floculação (LORA, 2000). E acontece de acordo com ECKENFELDER (2000) por dois mecanismos básicos: periocinético e ortocinético. Mecanismo pericinético ou eletrocinético: §
- Neutralização da carga (coagulante). Mecanismo ortocinético: - Enlace interparticular (polielétrolito – polímero); - Rede de precipitação (floculante). §
O processo mais comum e por neutralização de carga. Segundo NUNES (2001) a mistura do coagulante e o efluente provoca a hidrolisação, polimerização e a reação com alcalinidade, formando hidróxidos denominados gel, produzindo, na solução, íons positivos. Estes íons desestabilizarão as cargas negativas dos colóides e sólidos em suspensão, reduzindo o potencial zeta a ponto próximo de zero, denominado ponto isoelétrico, permitindo a aglomeração das partículas e, consequentemente a formação de flocos ( pela floculação). RICHTER & NETTO (1991) afirmam que a mistura rápida dos coagulantes é uma das fases mais importantes do tratamento, podendo esta ser efetuada através de misturadores mecânicos ou hidráulicos que fazem a dispersão do coagulante na massa líquida. A reação do coagulante com a alcalinidade da água ocorre em curtíssimo espaço de tempo, em torno de 1 segundo. Misturador mecânico: o tanque deve ser dimensionado para o tempo de detenção de 0,5 a 1,0 minuto e o gradiente de velocidade estar situado entre 800 a 1.500s-1. Para evitar curto circuito, a entrada deverá ser por cima e a as saída por baixo ou vice-versa, o formato deverá ser prismático de seção horizontal quadrada. Misturador Hidráulico: é muito empregado em estações de tratamento de água para abastecimento público, que poderá ser uma calha parshall, por exemplo.
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Para determinar o coagulante ideal, pH de operação, e a dose química ótima para um determinado resíduo líquido, realiza-se uma prova de agitação, também conhecida como teste de jarras (jar test). De acordo com o coagulante a ser aplicado deverá ser observado a faixa de pH indicada, como pode ser visualizado na tabela a seguir, e se necessário proceder a correção do mesmo com alcalinizante (cal por exemplo). Coagulantes
Sulfato de Alumínio Sulfato Ferroso Sulfato Férrico Cloreto Férrico Sulfato Ferroso Clorado Aluminato de Sódio e Sulfato de Alumínio
Faixa de pH
5,0 a 8,0 8,5 a 11,0 5,0 a 11,0 5,0 a 11,0 Acima de 4,0 6,0 a 8,5
Os reativos mais utilizados nos processos de coagulação são: Alúmen Al2(SO4 )3 . H2 O; Cloreto Ferríco FeCl3; Sulfato de ferro FeSO4; Cal (CaO ou Ca(OH)2); Polieletrólitos (polímeros sintéticos). A figura abaixo demonstra um tanque de coagulação.
Fonte: NUNES , 2001.
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Dimensionamento (NUNES, 2001) Volume do Tanque (V)
V = Q (m3 /h) . t(h) Dimensões
V = L2 x H H = 1,2 L Potência do Misturador rápido em HP (P)
P = µ VG2 / 76 Onde:
µ
= viscosidade absoluta do líquido (a 20ºC igual a 1,029x10-4
Kgf.s/m2 ); V = volume do tanque (m3 ); G = gradiente de velocidade (adotar 800 a 1500s -1, usual 1000s-1). OBS: Acrescentar folga de 50%, fazendo com que o motor trabalhe com 80% da potência nominal. P = 1,5 x P / 0,80
4.2.2 Floculação
Após o processo de coagulação (mistura rápida) o efluente deverá passar pelo processo de floculação (mistura lenta), cujo gradiente de velocidade deverá situar-se entre 20 e 80 s-1, objetivando fazer com que os coágulos, que são partículas desestabilizadas, tendam a formar agora partículas maiores denominadas flocos. A formação de flocos se dá à medida que há colisões entre as partículas. Além disso é importante salientar que, para haver formação de flocos perfeitamente grandes e com densidade suficiente par boa sedimentação, o tempo de agitação deverá ficar em torno de 30 minutos. A formação de bons flocos ocorre quando se emprega dosagem de coagulante adequada, que sofre influência do pH e outros fatores (NUNES, 2001). Pequenas dosagens não chegam atingir próximo do ponto isoelétrico, enquanto altas dosagens podem reverter o sinal das cargas, restabilizando-as, sendo ambas prejudiciais. Nos efluentes industriais, tem-se verificado que os flocos formados necessitam de maior densidade para poderem sedimentar em decantadores.
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Recorre-se, então, aos auxiliares de coagulação, que são polielétrolitos que aumentam a velocidade de sedimentação dos flocos e a resistências às forças de cisalhamento. O tipo de polielétrolito adequado deverá ser pesquisado em laboratório, através dos ensaios de floculação e pode-se prever redução, no consumo de coagulante primário, de até 20%. No caso de haver pequena turbidez, pode-se recorrer a substâncias inertes para melhorar a floculação. Podem ser utilizados sílica ativa, argila ou lodo fresco como substâncias formadoras de núcleos de flocos, melhorando sensivelmente a floculação. A floculação poderá ser mecânica ou hidráulica: Mecânica: quando realizada com pás rotativas ou turbinas misturadoras; Hidráulica: quando realizada em câmaras com chicanas ou injeção de ar. A figura abaixo mostra o esquema de um floculador com processo mecânico (pás)
Fonte: LORA, 2000.
4.2.3 Flotação
A flotação é utilizada na remoção de sólidos em suspensão e óleos e graxas de águas residuárias e na separação e concentração de lodos (RAMALHO, 1996). O termo flotação envolve a separação de partículas sólidas ou líquidas que se unem a bolhas de gás para formar conjuntos “partículas-gás” menos densos que o líquido no qual estes constituem a fase dispersa.
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Muitas vezes a separação é chamada de “flotação natural”, que é o que chamamos anteriormente de separação por gravidade (caixas retentoras de óleos e gorduras). O que trataremos aqui será a “flotação provocada”, ou seja, aquela que se realiza mediante utilização de ar. O mecanismo de separação por flotação forçada baseia-se na introdução de bolhas de ar na fase líquida. As bolhas capturam o material particulado, e arrastam até a superfície do flotador onde é coletado. Por meio da flotação, podem ser removidas com maior eficiência as partículas mais leves e de menores dimensões, que decantam lentamente. A flotação tem as seguintes aplicações em sistemas de tratamento de efluentes (LORA, 2000): -
Separação de gorduras, óleos, fibras e outros sólidos de baixa densidade; Espessamento de lodos em sistemas de lodos ativados; Espessamento de lodos quimicamente floculados.
Classificação dos Métodos de “Flotação forçada” (PAWLOWSKY, 2000): a) Flotação Mecânica; b) Flotação por Insuflação de ar; c) Flotação por Ar dissolvido. a) Flotação Mecânica
Este processo consiste em uma dispersão mecânica de bolhas de ar de 0,1 a 1mm de diâmetro é sobretudo utilizado para a separação e concentração de minérios. O minério triturado ao estado de partículas de diâmetro geralmente inferior a 0,2mm é colocado em suspensão na água, e na qual são adicionados um agente coletor que favorece a aderência nas superfícies, tornadas assim hidrófobas, e um agente espumante. Um ajuste de pH é freqüentemente necessário. b) Flotação por insuflação de ar
Trata-se na realidade de uma flotação natural melhorada pela insuflação simples no seio da massa líquida de bolhas de ar de alguns milímetros de diâmetro.
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Utiliza-se para tal difusores porosos, ou no caso de líquidos pouco carregados, difusores de bolhas médias dispostos de modo a provocar turbulências locais favoráveis à divisão das bolhas de ar. A dimensão das bolhas deve ser suficientemente reduzida para permitir uma aderência às partículas a flotar. Nos sistemas destinados à eliminação de matérias leves (graxas, óleos viscosos, fibras grandes, papéis, etc.), prevê-se geralmente duas zonas, uma de recirculação e emulsificação, e outra mais calma, de flotação propriamente dita. Na zona de emulsão, a suspensão é recirculada sobre si mesma e misturada ao ar. O trajeto das bolhas de ar é aumentado pelo círculo de recirculação criada (fluxo espiral) . Na zona de separação e de coleta das matérias flotadas, a vazão transversal é bastante fraca e as turbulências reduzidas. c) Flotação por ar dissolvido
É a forma mais comum, usando-se muitas vezes o termo “flotação por ar dissolvido”, constituindo-se nos processos que utilizam produção de bolhas de ar muito finas ou ‘micro- bolhas’ , de 40 a 70 microns de diâmetro, semelhantes às presentes na água de torneiras com “arejadores” em canalizações de forte pressão. Para que haja uma boa flotação, é importante que o diâmetro das bolhas seja inferior ao das matérias ou dos flocos em suspensão. As aplicações da flotação no campo do tratamento de água são múltiplas: - Separação de matérias floculadas em classificação de águas de superfície; - separação e recuperação de fibras em indústrias de celulose; - separação de óleos floculados ou não em águas residuais de refinaria, aeroportos, metalurgia; - separação de hidróxidos metálicos ou de pigmentos em tratamento de águas residuárias; - espessamento de lodos ativados. As técnicas de flotação variam conforme: - O modo de criação das bolhas; - o modo de alimentação do flotador;
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-
a forma dos tanques; o modo de coleta das matérias flotadas.
A técnica de produção de microbolhas mais difundida é a “pressurização”. O ar é dissolvido no efluente a uma pressão de várias atmosferas, o que permite a sua sobressaturação (em comparação a quantidade de ar dissolvido na pressão atmosférica). A despressurização instantânea, por meio de uma válvula de redução de pressão, provoca a liberação do ar dissolvido em forma de uma grande quantidade de minúsculas bolhas de ar. Utiliza-se como líquido pressurizado a água bruta ou água tratada. Em sistemas pequenos pressuriza-se todo o fluxo de efluente até uma pressão de 275-350 kPa. Em sistemas grandes só uma fração do fluxo (15 a 20%) é reciclado, pressurizado e saturado com ar (LORA, 2000). A flotação é freqüentemente combinada a uma floculação prévia: a adição de um auxiliar de floculação permite a formação de um floco maior e aumenta, deste modo, a superfície das partículas. Segue-se a isto uma melhoria da fixação das bolhas e um aumento da velocidade ascensional de flocos. As principais aplicações em tratamento de águas dos diversos processos de flotação estão resumidas na tabela abaixo. PROCESSO DE FLOTAÇÃO
Tamanho de bolhas (µ m)
Consumo de energia watts/m3/h de água tratada
Tempo de Residência (minutos)
Principais Aplicações
Insuflação de Ar
100 - 500
20 - 30
2-5
Graxas
Mecânico
100 - 1.000
100 - 200
2 - 16
Ar dissolvido com 20% recirculação
40 - 70
45 - 60
20 – 30
Elétrico
50 - 70
150 – 300
Fonte: PAWLOWSKY, 2000.
Eliminação grosseira de suspensão de polímeros, látex ou elastômeros. Hidrocarbonetos, solventes, fibras, suspensões finas, partículas floculadas.
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Dimensionamento (RAMALHO, 1996) Sistema de Flotação sem Recirculação
1) Selecionar A/S
(A/S) = Kg/d de ar liberado / Kg/d de sólidos no efluente. Este parâmetro (A/S = 0,005 a 0,060) se estima a partir de ensaios realizados em escala de laboratório ou em células de flotação em planta piloto. A melhor eficiência se consegue determinando a relação ótima A/S; como S é um valor constante, um valor baixo de A leva a uma flotação parcial, enquanto que um valor alto provoca agitação excessiva. 2) Pressão de funcionamento (atm)
A/S = 1,2. Sa. (f.P – 1)/ Xo ou P = (1/ f). [(A/S). Xo./1,2. Sa +1] 3) Selecionar o Fator de carga (Fc) – taxa de aplicação (m3 /m2.h)
Fc = 0,08 a 0,16 m3 /m2.min, ou seja, 4,8 a 9,6 m3 /m2.h 4) Área superficial requerida (m2)
A = Q/ Fc 5) Volume (m3)
V = Q x t(d) Sendo que o tempo de detenção dependerá do tipo de flotação (ar dissolvido, insuflação de ar, etc.). 6) Profundidade (m)
H = V/A Normalmente os flotadores têm formato retangular, mas podem ser circulares. Sistema de Flotação com Recirculação 1) Selecionar A/S
(A/S) = Kg/d de ar liberado / Kg/d de sólidos no efluente. Este parâmetro (A/S = 0,005 a 0,060) se estima a partir de ensaios realizados em escala de laboratório ou em células de flotação em planta piloto.
52
2) Calcular Recirculação (R)
A/S = (R/Q). 1,2. Sa (f.P – 1)/ Xo ou R = (A/S). Q. Xo./1,2. Sa (f.P -1) 3) Selecionar o Fator de carga (Fc) – taxa de aplicação (m3 /m2.h)
Fc = 0,08 a 0,16 m3 /m2.min, ou seja, 4,8 a 9,6 m3 /m2.h 4) Área superficial requerida (m2)
A = Q+R/ Fc Onde: A/S = Kg/d de ar liberado / Kg/d de sólidos no efluente – obtido experimentalmente (0,005 a 0,060); P = pressão de funcionamento (atm) – 2 a 4 atm; f = fração de ar dissolvido (0,5 a 0,8); Xo = concentração de sólidos no efluente; R = razão de recirculação; Q = vazão do efluente; Sa = solubilidade do ar em cm3 /L de água residuária, depende da temperatura, como apresentado na tabela a seguir. T° C
Sa (cm 3/L)
0
29,2
10
22,8
20
18,7
30
15,7
4.2.4 Equalização
A equalização é indicada para atenuar as variações das características do efluente líquido, em particular da vazão, da concentração de compostos orgânicos (DBO) e da concentração de sólidos em suspensão. Segundo ECKENFELDER (2000), o objetivo da equalização é minimizar ou controlar as variações nas características do efluente, visando fornecer condições ótimas para processos de tratamento seguintes. Assim a equalização permite:
53
§
§
Evitar uma carga excessiva dos sistemas de tratamento biológico, garantindo-se, além disso, a alimentação contínua dos mesmos e evitando altas concentrações de produtos tóxicos; Minimizar oscilações de vazão durante os tratamentos físicos e químicos, com que se garante melhor dosagem dos diferentes reativos. Os tanques de equalização podem ser projetados para equalização da vazão, da concentração ou das duas características simultaneamente.
Tipos de Bacias (tanques) de Equalização
a) Nível Constante: não regulariza a vazão, apenas uniformiza a carga em termos de concentração e serve para neutralizar. b) Nível Variável: o efluente é retirado a uma vazão constante, acarretando variações no volume. Neste caso temos equalização da vazão e também neutralização (homogeneização). Para isto deverá ser reservado um volume mínimo no tanque, que não deverá ser inferior a 1m ou cerca de 30% do volume útil do tanque, outra finalidade é proteger as bombas, fazendo com que não funcionem a seco, o que traria problema de avaria (NUNES, 2001). Volume de Equalização
Segundo PAWLOWSKY (2000), existem dois métodos para determinação do volume do tanque de equalização: a) Baseado na variação diária da vazão: neste caso a função da bacia (tanque) de equalização é estocar vazões acima da média diária de descarga e descarregá-las quando a vazão é inferior à média. O volume exigido pode ser determinado pelo gráfico de variação de vazão com o tempo (hidrógrafo). b) Baseado na variação de carga de um particular componente: determina o volume requerido para minimizar variações de carga para dentro de uma faixa aceitável. Pode ser efetuado através do balanço de massa. Para indústrias de grande porte, com atividade continua, e considerando que os efluentes não necessitam de grande tempo de detenção para homogeneização, recomenda-se o dimensionamento do tanque através do método gráfico (hidrógrafo). Já em pequenas indústrias, é comum dimensionar o tanque de equalização para 24 horas de detenção (NUNES, 2001).
54
Construção do Hidrógrafo (NUNES, 2001) - No eixo das abscissas, marca-se o tempo em horas de 0 a 23; - No eixo das ordenadas, os volumes acumulados; - Traça-se a curva sobre os pontos; -
-
Traça-se a linha de vazão média; Traçam-se paralelas acima e abaixo da linha de vazão média, tangenciando os pontos mais distantes da curva sobre os pontos; Traça-se uma reta vertical, cuja distância entre os dois pontos definidos nas paralelas é o volume de equalização.
Segundo PAWLOWSKY (2000), na estimativa do valor do volume da bacia (tanque) deve-se considerar um volume adicional de 10 a 20% (correção). A correção do volume real da bacia (tanque) obtido pelo hidrógrafo é necessária, pelas seguintes razões: -
Operação continua do equipamento de aeração e mistura e que não permite esvaziamento total;
Podem haver volumes de recirculações no processo; - Pode haver variações imprevistas na vazão. NUNES (2001) recomenda um acréscimo de 30% no volume. -
A figura abaixo demonstra o Hidrógrafo (determinação do volume do tanque pela vazão).
Fonte: LORA, 2000.
55
Dimensionamento (NUNES, 2001)
O tanque de equalização deverá ser obrigatoriamente de seção quadrada, se a agitação for através de um aerador de superfície e com profundidade útil de 3,0 a 5,0m. Para evitar curto circuito, a entrada deverá ser por cima e saída por baixo. Os aeradores terão instalação obrigatoriamente flutuante, devido às variações do nível da lâmina líquida, e deverão girar em sentido contrario ao fluxo de entrada. Para manter os sólidos sedimentáveis em suspensão, a densidade de potência instalada deverá ficar entre 5 a 10 w/m3. Volume de equalização (V eq) Obtido através do hidrógrafo. Veq = L2 x H Volume mínimo Vmin = L2 x Hmin Hmin = 1,0m (valor usual) Volume total VT = Veq + V min Tempo de retenção t = V T / Qmed Vazão média Qmed = Volume acumulado / 24horas Potência do Agitador P = Dp x V T / 745
4.2.5 Decantação
A remoção dos sólidos da fase líquida é realizada por sedimentação gravitacional. Dependendo da forma que acontece classifica-se em: - Discreta: quando as partículas decantam independentemente umas das outras;
56
-
Floculenta: quando as partículas decantam em conjunto ou flocos; Por zonas: quando tem lugar a decantação em massa. É típica de lodos.
A figura abaixo mostra esquematicamente as diferentes formas de sedimentação gravitacional dos sólidos contidos num efluente.
Fonte: LORA, 2000.
A decantação é uma operação de tratamento muito freqüente, tanto em sistemas de tratamento de água como de efluentes domésticos e industriais. Especificamente é usada nos seguintes casos: - Tratamento primário dos efluente líquidos industriais; - Decantação do efluente após tratamento biológico; - Decantação das águas coaguladas ou floculadas; - Decantação das águas tratadas metais pesados por precipitação.
a) Decantadores Primários ou Simples
Finalidades: - Remover de 50 a 70% de SS (METCALF & EDDY, 2003); 40 a 60% de SS (JORDÃO & PESSÔA, 1995); 59 a 90% de SS (ECKENFELDER, 2000); -
-
Remover de 25 a 40% de DBO5 (METCALF & EDDY, 2003); 25 a 35% de DBO5 (JORDÃO & PESSÔA, 1995); 10 a 30% de DBO5 (ECKENFELDER, 2000); Remover acima de 90% de sólidos sedimentáveis.
Dimensionamento Tempo de retenção hidráulico (em horas): Esgoto Sanitário
Despejos Industriais
Faixa
Típico
Faixa
Típico
1,5 a 2,5
2,0
2a4
3
57
Taxa de aplicação superficial (m3 /m2 .d): Esgoto Sanitário
Despejos Industriais
Faixa
Típico
Faixa
Típico
32 a 48
-
16 a 24
-
OBS: Valores baseados na vazão média. Variações horárias de 100% acima da média são admitidas. Taxa de Vertedouro (m3 /m2 .d): Faixa de variação 124 a 496
Típico 248
Forma Geométrica e características: Para vazões menores (<20m3 /h) é comum usar-se tanques de sedimentação como remoção hidrostática de lodo. Para tanto, a parte inferior do decantador apresenta forma cônica (para decantador circular ou piramidal). Para permitir adequado adensamento do lodo, a inclinação das paredes deve ser de 60º com a horizontal; -
-
-
-
para vazões maiores, a remoção do lodo é feita por meio de dispositivos mecânicos (raspadores); até a saída da bomba de recalque; a velocidade de entrada do alimento no decantador: 3 a 9 metros/minuto; Relação entre o diâmetro do poço de entrada e o diâmetro do decantador: 15 a 20%; altura do poço de entrada do alimento no decantador: 1 a 2,5 m. concentração do lodo decantado: varia bastante, podendo chegar a 10% em termos de sólidos secos. Em muitos despejos industriais este modelo é bem inferior. os decantadores primários são circulares ou retangulares.
58
A figura abaixo mostra um decantador Retangular Fonte: LORA, 2000.
Dimensionamento V= Qx t A=V/H A=CxL Tx aplic. superf. = Q / A Relação comp/largura = 2 a 10
Fonte: LORA, 2000.
A figura abaixo mostra um decantador Circular com alimentação central Dimensionamento A = Q / tx aplic. V=Qxt H=V/A A = π . D2 /4 Taxa aplicação = Q / A
Fonte: LORA, 2000.
Características principais Retangular Faixa
Típico
Profundidade (m)
3a5
4
Comprimento (m)
15 a 90
Largura (m) Velocidade da (metro/minuto)
ponte
Circular Faixa
Típico
Profundidade (m)
3a5
4
24 a 40
Diâmetro (m)
3 a 60
12 a 45
3 a 24
4,8 a 9,6
Inclin. fundo (mm/m)
52 a 166
83
0,6 a 1,2
0,9
0,02 a 0,05
0,03
Velocidade arraste (r/minuto)
59
Tempos de detenção para várias taxas superficiais e profundidades de tanque: Taxa de aplicação superficial
Tempo de detenção (horas) Profundidade (m)
Profundidade (m)
Profundidade (m)
Profundidade (m)
(m /m .dia)
2,1
2,4
3,0
3,6
16
3,2
3,6
4,5
5,4
25
2,1
2,4
3,0
3,6
33
1,6
1,8
2,25
2,7
41
1,25
1,4
1,8
2,2
3
2
Taxa de aplicação superficial para várias suspensões: Taxa (m 3/m 2.dia)
Suspensão Média
Vazão Pique
Esgoto in natura
25 – 50
50
Floco com sulfato de alumínio
18 – 30
30
Floco com Ferro
22 – 33
33
Floco com Cal (óxido de cálcio)
22 – 50
50
b) Decantadores Secundários
São utilizados normalmente em processos de lodos ativados, filtros biológicos ou biodiscos. Apresentam as mesmas características geométricas dos decantadores primários, bem como as mesmas condições operacionais. A grande diferença é que nos decantadores secundários há uma maior concentração de sólidos suspensos, de tal forma que cuidados especiais devem ser tomados para não ultrapassar a taxa de sólidos recomendada. Critérios Gerais de Dimensionamento A tabela a seguir fornece informações básicas de dimensionamento de decantadores secundários.
60
Tipo de Tratamento Após lodos ativados convencionais de alta taxa Após lodos ativados com oxigênio puro Após lodos ativados com aeração prolongada Após filtro biológico Após biodiscos
Taxa Superficial (m 3/m 2.dia)
Carga de sólidos (kg/m2/h) Média Pico
Profundida de
Média
Pico
16 – 32
40 – 48
3,9 – 5,8
9,8
4,0 – 6,5
16 – 32
40 – 48
4,9 – 6,8
9,8
4,0 – 6,5
8 – 16
24 – 32
1,0 – 4,9
6,8
4,0 – 6,5
16 – 24
40 – 48
2,9 – 4,9
7,8
3–5
16 – 32
40 – 48
3,9 – 5,8
9,8
3–5
Decantadores Tubulares
São decantadores em que a separação dos sólidos do despejo se dá nas paredes internas de tubos inclinados em um ângulo de 60º com a horizontal. Critérios de Dimensionamento 3 2 - Taxa de aplicação superficial: 3 – 6 m /m .h; -
Tempo de detenção hidráulico: menor ou igual a 1 hora; Profundidade: de 1 a 2 metros; Inclinação com a horizontal: 60º. A figura abaixo mostra um Decantador Tubular
Fonte: NUNES, 2001.
Decantadores de Placas (Lamelares)
Critérios Básicos 3 2 - Taxa de aplicação superficial: até 10 m /m .h - Inclinação das placas: 55º a 60º Observação: Existem no mercado, módulos de plásticos de placas corrugadas ou tubos que são usados como elementos de decantação.
61
Decantadores Dortmund
Trata-se de um decantador mecanizado, quadrado ou circular, com o fundo totalmente ocupado pelo poço de lodo. Também pode ser retangular, desde que possua dois ou mais poços. A tubulação afluente atravessa horizontalmente a parede do decantador e, em seguida a de uma cortina circular, antes de atingir o centro. Aí sofre uma deflexão de 90º para cima e, logo após, um aumento gradual de diâmetro, embora continuando totalmente submeter-se acima do poço de lodo. A cortina atrás referida é um cilindro sem fundos e suspenso concentricamente no decantador aflorando um pouco na superfície líquida. Desse modo, o esgoto, que sobe ao libertar-se da tubulação afluente. Vê- se obrigado a descer até a extremidade inferior do cilindro, onde fica livre para subir externamente e alcançar o vertedor periférico de saída. Devido a esse movimento do esgoto, o decantador Dortmund é tido como o de refluxo vertical. As partículas pesadas sedimentam-se e acumulam-se no poço de lodo, enquanto as mais leves ascendem para flutuar na camada de escuma. Esta não é arrastada pelo afluente porque existe um anteparo circular antes do vertedor de saída. Enquanto a retirada da escuma é manual, a do lodo processa-se continuamente e intermitente por pressão hidrostática. O decantador Dortmund via de regra é usado como decantador secundário em pequenas estações com tratamento por filtração biológica ou por lodo ativado. Parâmetros necessários para dimensionamento de decantador de Dortmund: - Vazão (Q); - Tempo de detenção (td); - Taxa de aplicação superficial (taxa) Com isso obtêm-se: - Área: (A = Q / taxa) - Volume: (V = Q x t) -
Altura:(H = V / A) Diâmetro do decantador: (A = π . D2 /4)
-
Diâmetro da tubulação interna: (d = 15% D)
-
62
-
-
Diâmetro da tubulação de saída do lodo (3 polegadas), depende do volume do reator; Altura livre acima da saída do lodo (de 1,0 a 2,0 m) média 1,5m (h’); A saída do despejo por toda a circunferência e sifonada; Inclinação, a parte cônica do decantador tem uma inclinação de 60º a calcular dependendo do tipo de terreno.
-
A figura abaixo demonstra um Decantador Dortmund
Fonte: NUNES, 2001.
4.2.6 Correção de pH / Neutralização
O tratamento de neutralização das águas residuárias se utiliza antes da descarga de águas residuárias em um corpo receptor, antes da descarga no sistema de coleta de esgotos municipal e antes do tratamento químico e biológico (RAMALHO, 1996). Os métodos para a neutralização de águas residuárias, incluem: •
Homogeneização, que consiste em misturar as correntes de efluentes, algumas das quais são ácidas e alcalinas;
•
Métodos de controle direto do pH, que consiste na adição de ácidos ou bases para neutralizar as correntes ácidas ou alcalinas.
63
Correção de pH para Coagulação
De acordo com NUNES (2001) a correção do pH de um efluente é importante devido à coagulação exigir um valor ótimo, para ocorrer a formação dos flocos, para isso, é importante se realizar ensaios de floculação onde será determinado este valor ótimo. A correção de pH é uma solução técnica e econômica, pois além dos coagulantes serem mais caros que os ácidos, são necessárias dosagens menores de corretivos: 1 ppm de ácido sulfúrico equivale a 2,5 ppm de sulfato de alumínio. Correção de pH para Sistemas Biológicos
Nos sistemas biológicos aeróbios, a faixa ideal de pH situa-se entre 6,5 a 8,5 para o crescimento normal dos microrganismos. Nos sistemas anaeróbios, devido a maior sensibilidade das bactérias metanogênicas as variações de pH, a faixa ideal é mais estreita, entre 6,3 a 7,8. Às vezes, é possível o lançamento no reator biológico de efluentes com pH alcalinos, acima destas faixas, devido ao efeito tampão, conferido pelo sistema carbônico: gás carbônico (CO2), bicarbonatos (HCO3 -) e carbonatos (CO3 –2 ). Correção de Efluentes Alcalinos
O ácido sulfúrico é um acidificante muito utilizado, porém seu manuseio merece cuidado: os recipientes e equipamentos devem ser resistentes à corrosão e recomenda-se só utilizá-lo diluído. Atualmente vem se difundindo muito o uso do gás carbônico para correção do pH de efluentes alcalinos, com grandes vantagens sobre os ácidos, no tocante à manipulação do produto e à corrosão de equipamentos. NUNES (2001), cita que a correção com ácido é feita em tanques especiais de forma prismática, seção horizontal quadrada e com tempo de retenção de 10 a 15 minutos. Para evitar curto-circuito, a entrada deverá ser por cima e a saída por baixo ou vice-versa. Para evitar vórtice, pode-se instalar cortinas nos quatro lados do tanque. Para misturadores hidráulicos, procede-se da mesma forma ao tempo de detenção. No rebaixamento do pH de efluentes alcalinos contendo sulfetos, não é recomendável o uso de gás carbônico ou de ácidos, devido à liberação de gás sulfídrico. Uma das soluções é utilizar sulfato ferroso e aerar para precipitar os
64
sulfetos sob a forma de sulfeto de ferro FeS e a de hidróxido férrico Fe(OH) 3 e rebaixar o pH ao mesmo tempo, através de produtos de hidrólise do sulfato ferroso. Correção de Efluentes Ácidos
Se o efluente for ácido, a correção poderá ser feita com alcalinizantes: soda cáustica, carbonato de sódio, amoníaco ou cal que é o produto mais utilizado. No caso da cal o tempo de retenção é de 30 a 40 minutos, enquanto se for soda cáustica, o tempo de retenção é em torno de 20 minutos. No caso de águas residuárias muito ácidas (pH abaixo de 3), é recomendada a correção com cal em duas ou mais etapas (NUNES, 2001). A correção de pH no tanque de equalização, embora não recomendada, e muito utilizada pelos projetistas em pequenas e médias estações, com o objetivo de reduzir custos de instalações e operação.
65
5 MEDIDORES DE VAZÃO
Qualquer programa de caracterização de poluentes tem que estar apoiado num eficiente e confiável sistema de medição de vazão. Tendo em vista a comparação da maioria das águas residuárias industriais é comum usar-se algum medidor de vazão do canal aberto, como: vertedouros (triangulares e retangulares), Calha Parshall e método das coordenadas. Critérios para Seleção do Medidor de vazão (NBR – 13.403/95) Vertedor triangular (α = 90º) §
Para vazões estimadas inferiores a 30 L/s os vertedores triangulares se apresentam como mais precisos. No entanto, para vazões entre 30 e 300 L/s os vertedores triangulares e retangulares oferecem a mesma precisão . Vertedor Retangular Para vazões estimadas superiores a 300 L/s este tipo de vertedor é mais indicado por possuírem coeficientes de vazão mais bem definidos. Por motivos de ordem prática, o seu uso só é feito para vazões estimadas não superiores a 1000 L/s. §
Calha Parshall A calha não sofre influência de líquidos contendo materiais em suspensão e por isso é recomendável para essa condição. §
A seguir estão apresentadas, as características e os métodos de cálculo dos principais medidores de vazão. 5.1 VERTEDOR TRIANGULAR Roteiro para Instalação de um Vertedor Triangular Medir a profundidade e a largura do canal; Consultar as tabelas de dimensões: normais e mínimas para vertedores triangulares; Selecionar o vertedor triangular a ser instalado considerando as características do local. §
§
§
66
A figura abaixo mostra um típico Vertedor Triangular
Formula de Thompson : Q = 1,4 H 5/2 Onde: Q = vazão em m3 /s; H = altura da lâmina d`água medida a partir do vértice do triângulo em metros.
Tabela com DIMENS ES NORMAIS (cm)
Tabela com DIMENS ES M NIMAS (cm)
H
J
L
P
A
H
J
L
P
5
20
40
50
30
5
8
16 12,5 7,5
10
20
40
50
30
10
13
26
15
20
40
50
30
15
18
36 37,5 22,5
20
20
40
50
30
20
20
40
25 50
A 15 30
Aproximação do Vertedos Largura = L + 2A Profundidade = J + P Comprimento = 9 x J Ponto de Medição = 2,5 x J
Observações: O sistema completo de medição de vazão deve constar, além da estrutura de medição e do indicador de nível de água, de um canal de aproximação que assegure um fluxo regular.
67
5.2 VERTEDOR RETANGULAR Um vertedor rentangular também pode ser construído em vários materiais. E no caso de ser construído em madeira, também deverá ser colocada uma lâmina metálica nas bordas do detalhe retangular, na parede em que a água deixa o vertedor. Tipos de Vertedores Retangulares (NBR – 13.403/95)
Vertedores sem contração: a equação de descarga é dada pela fórmula de Francis Q = 1,838 . L . H 3/2
§
Onde: Q = vazão em m3 /s; L = largura do vertedor em metros (m); H = altura da lâmina d´água sobre a crista do vertedor em metros (m). A figura a seguir mostra um vertedor sem contração
São vertedores de placa delgada cuja largura (L) é igual a largura (B) do canal de aproximação. Vertedores com contração: são vertedores cuja largura é inferior a do canal em que se encontram instalados (L
Onde: Q = vazão em m3 /s; B = largura do canal em metros (m); L = largura da contração em metros (m); H = altura da lâmina d’água sobre a crista do vertedor em metros (m).
68
A figura a seguir mostra um vertedor com contração
Roteiro para Instalação de um Vertedor Retangular Medir a profundidade e a largura do canal; Consultar as tabelas de dimensões: normais e mínimas para vertedores §
§
§
retangulares; Selecionar o vertedor retangular a ser instalado considerando as características do local.
A figura a seguir mostra um típico Vertedor Retangular
Tabela com DIMENSÕES NORMAIS (cm) L
150
100
60
30
H
J
P
A
P
A
P
A
P
A
5 10 15
30 30 30
75 75 75
112,5 112,5 112,5
75 75 75
75 75 75
75 75 75
45 45 45
75 75 75
22,5 22,5 22,5
20 25 30
30 30 30
75 75 75
112,5 112,5 112,5
75 75 75
75 75 75
75 75 75
45 45 45
75 75 75
22,5 22,5 22,5
69
Tabela com DIMENSÕES MÍNIMAS (cm) L
150
H
J
5 10 15
8 13 18
20 25 30
23 28 30
P
100 A
P
60
30
A
P
A
P
A
12,5 112,5 12,5 25 112,5 25 37,5 112,5 37,5
75 75 75
12,5 25 37,5
45 45 45
12,5 25 37,5
22,5 22,5 22,5
50 112,5 62,5 112,5 75 112,5
75 75 75
50 62,5 75
45 45 45
50 62,5 75
22,5 22,5 22,5
50 62,5 75
Observações: Também na instalação de vertedores ratangulares existirá situações nas quais será necessário instalar canais de aproximação.
5.3 CALHA PARSHALL Roteiro para Instalação de uma Calha Parshall Medir a profundidade e a largura do canal; Selecionar a calha parshall a ser instalada considerando as características do local. §
§
A figura abaixo mostra uma calha Parshall
Nas instalações de uma calha parshall pode-se deparar com três situações distintas:
70
1) A calha é menor que o canal ou calha de madeira. Neste caso deve-se construir um canal de aproximação de modo que todo o
fluxo passe pela calha Parshall.
2) A calha Parshall é maior que o canal ou calha de madeira. Neste caso também se deve construir um canal de aproximação de modo que todo o fluxo passe pela calha.
3) A calha tem a mesma dimensão do canal ou calha de madeira.
As figuras a seguir mostram respectivamente: a vista superior e a vista lateral de uma Calha Parshall Formula: Q = K . H n Onde: Q = vazão em L/s; H = altura em cm;
71
DIMENSÕES PADRÔES DE CALHAS PARSHALL (cm) W
Capacidade L/s
Pol.
cm
A
B
C
D
E
F
G
K
N
Q min. Q máx.
3
7,6
46,6
47,5
17,8
25,9
45,7
15,2
30,5
2,5
5,7
0,85
53,8
6
15,2 62,3
61,0
35,3
39,4
61,0
30,5
61,0
7,6
11,4
1,42
110,4
9
22,9 88,0
86,4
48,5
57,5
76,3
30,5
75,7
7,6
11,4
2,55
251,9
12
30,5 137,5 134,0
60,5
83,8
91,5
61,0
91,5
7,6
22,8
3,11
455,6
18
45,7 144,9 142,0
76,2
102,6 91,5
61,0
91,5
7,6
22,8
4,25
696,2
24
61,0 152,5 149,6
91,5
120,7 91,5
61,0
91,5
7,6
22,8
5,89
936,7
Fonte: JORDÃO & PESSÔA, 1995.
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REFERÊNCIAS
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