Influencia do pH na Rmoo de fsforo
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Influencia do pH na Rmoo de fsforo
24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental II-129 – INFLUÊNCIA DO pH, CARGAS ELÉTRICAS E TEMPOS DE MISTURA E SEDIMENTAÇÃO NA REMOÇÃO DE FÓSFORO DE EFLUENTES DE ESTAÇÕES DE TRATAMENTO BIOLÓGICO DE ESGOTOS COM A UTILIZAÇÃO DE LODO DE ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ÁGUA Iara Regina Soares Chao(1) Engenheira Civil pela Universidade de Mogi das Cruzes, especialista em controle de poluição pela Faculdade de Saúde Pública da Universidade de São Paulo, Mestre em Engenharia Hidráulica e Sanitária pela Escola Politécnica da Universidade de São Paulo. Engenheira da Divisão de Qualidade da Companhia de Saneamento Básico de São Paulo – SABESP Dione Mari Morita Engenheira Civil pela Universidade Mackenzie, doutora em engenharia hidráulica e sanitária pela Escola Politécnica da Universidade de São Paulo, docente do Departamento de Engenharia Hidráulica e sanitária da EPUSP. Thadeu Hiroshi Ferraz Graduando em Engenharia Ambiental pelo Instituto de Geociências e Ciências Exatas (IGCE) da Universidade Estadual de São Paulo – UNESP, Campus de Rio Claro, estagiário da Diretoria T da Companhia de Saneamento Básico de São Paulo – SABESP. Endereço(1): Rua. Conselheiro Saraiva, 519 - Bairro – Santana Cidade São Paulo - Estado SP- CEP: - País Brasil - Tel: +55 (11) 6971-6308 e-mail: [email protected] RESUMO O lodo gerado em estações de tratamento de água que utilizam sulfato de alumínio como coagulante tem elevado potencial para remoção de fósforo de efluentes de estações de tratamento de esgotos, por ser predominantemente constituído por óxidos e hidróxidos de ferro e alumínio. A presente pesquisa foi desenvolvida tendo por objetivo avaliar a influência das variáveis; pH, cargas elétricas das partículas de lodo, tempos de mistura e de sedimentação na remoção de fósforo do efluente de uma estação de tratamento convencional de esgoto pelo lodo de uma estação de tratamento de água, que utiliza sulfato de alumínio como coagulante. Os resultados da presente pesquisa mostraram que, nas condições estudadas, a remoção não foi influenciada pelo tempo de sedimentação e pelas cargas elétricas das partículas de lodo; foi maior no tempo de mistura de 24 horas do que o de 30 minutos e no valor de pH da mistura efluente/lodo entre 4 e 5. PALAVRAS-CHAVE: Estação de tratamento de água; Lodo de alumínio; Reúso; esgoto sanitário, Tratamento terciário, Remoção de fósforo, Usos benéficos, P2. INTRODUÇÃO O fósforo é apontado como o principal responsável pelo enriquecimento nutricional de mananciais de abastecimento público, desencadeando, através do fenômeno de eutrofização, a floração de grupos algais tóxicos e, portanto a sua remoção passa a ter grande significado para a saúde pública e para o meio ambiente. As fontes artificiais de fósforo mais importantes são o esgoto doméstico, as atividades industriais e as áreas agrícolas. Além do esgoto bruto, o efluente tratado por um processo convencional tem um forte impacto nos corpos d’água no que se refere à carga de nutrientes, uma vez que as estações não foram projetadas para tal finalidade. A concentração de fósforo total corresponde à soma das concentrações de fósforo dissolvido, não disponível e incorporado ao fitoplâncton. Do ponto de vista limnológico, todas as formas de fósforo são importantes, porém, devido ao fato de que apenas a parcela solúvel encontra-se imediatamente disponível para o crescimento das plantas e algas, ela acaba tendo maior interesse limnológico. Nos processos convencionais de tratamento de esgotos, parte do fósforo é removida por incorporação no lodo biológico e o restante chega à água, em função do pH do meio, nas formas P043-, H2P04- e HPO42(ESTEVES,1998). ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 1 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental O lodo gerado em estações de tratamento de água que utilizam sulfato de alumínio como coagulante tem elevado potencial para remoção de íons de efluentes de estações de tratamento de esgotos, por ser constituído, predominantemente, por óxidos e hidróxidos de ferro e alumínio, que em função do pH do meio, pode apresentar-se tanto com cargas positivas em sua superfície - em meio ácido - como com cargas negativas - em meio básico (STUMM, 1992; BASTA et al., 1999; GALARNEAU; GEHR, 1997; VALLADARES et al. 2003; DAYTON; BASTA,. 2005). Segundo FLEMING (1990) apud PENA (2000), os cátions são adsorvidos preferencialmente em meio básico e os ânions, como o fósforo, em meio ácido. Por esta razão, o fósforo solúvel é mais susceptível à adsorção neste meio. Além deste mecanismo de adsorção, outro, citado por Zhao (2006) é a precipitação, que ocorre principalmente em pH elevado. OBJETIVO A presente pesquisa foi desenvolvida tendo por objetivo compreender a importância relativa das variáveis pH, cargas elétricas e tempos de mistura e sedimentação, que interferem no processo de remoção global do fósforo do efluente de um sistema convencional de lodos ativados pelo lodo de uma estação de tratamento de água, utilizando sulfato de alumínio como coagulante. MATERIAL E MÉTODOS Os estudos preliminares tiveram papel fundamental no planejamento da pesquisa. Nesta fase, foram elencados os critérios para a escolha das unidades a serem estudadas, a partir de um conjunto de pré–requisitos, que segundo a literatura, possibilitaria um cenário com o mínimo de interferências no processo de remoção do fósforo pelo lodo, tais como: escolha de manancial com baixa concentração de fósforo e de Estação de Tratamento de Água (ETA) que utilizasse sulfato de alumínio como coagulante, que segundo as várias publicações consultadas (BASTA et al,1999; BASTA et al.,2000; STUMM,1992), tem maior potencial de adsorção deste elemento do que os sais de ferro. Em relação aos critérios para a escolha da estação de tratamento de esgotos, optou-se por sistema de lodos ativados por ser o mais comum nas grandes metrópoles. Assim, as estações selecionadas foram as de tratamento convencional de esgotos de Barueri e a de água do Alto Cotia, ambas localizadas na Região Metropolitana de São Paulo. Considerou-se, ainda, que o estudo fosse realizado nas bases de uso benéfico do lodo de ETA, em consonância com os conceitos de produção mais limpa. Por esse motivo, não foi avaliado o lançamento de lodo da ETA no início da ETE, objeto de pesquisa de vários trabalhos existentes na literatura. Nestes, foram constatadas remoções de fósforo, porém menores, devido ao fato dele já estar complexado com a matéria orgânica. 1. COLETA, PRESERVAÇÃO E CARACTERIZAÇÃO DAS AMOSTRAS DO LODO GERADO NA ETA ALTO COTIA As amostras do lodo da ETA Alto Cotia foram caracterizadas através da realização de análises para determinação dos parâmetros físico-químicos e mineralógicos descritos a seguir. Segundo Cordeiro (1993), a diversidade das características dos lodos mostra a necessidade de ações de forma praticamente individualizada para a solução dos tratamentos de resíduos. 1.1. CARACTERIZAÇÃO FÍSICO-QUÍMICA As amostras de lodo de ETA, submetidas ao teste de jarros, foram compostas e coletadas com o amostrador de fundo (Figura 3.1) e preservadas segundo as técnicas descritas no “Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater”, publicado pela APHA; AWWA; WEF (2005). ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 2 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental Figura 1.1 - Fotografia do Amostrador de Fundo Utilizado para Coleta de Lodo do Decantador Foram realizadas análises para determinação dos seguintes parâmetros: pH, fósforo solúvel e total, sólidos totais, metais e semi-metais (Al, Cd, Pb, Cu, Cr, Hg, Zn) e sulfato, segundo o “Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater” (APHA, AWWA, WEF, 2005). Os métodos analíticos empregados estão citados na tabela 3-1. Tabela 1-1 – Métodos analíticos utilizados para caracterização do lodo da ETA Parâmetros Código de Referência Método EPA (2006), exceto onde indicado (*) pH 9040 C Eletrométrico Alumínio 6010B Cádmio 6010B Chumbo 6010B Cobre 6010B Cromo 6010B Fósforo Total 4500-P – B e E* Fósforo solúvel Mercúrio 4500-P – E* 6010B Sólidos Totais Sulfato Zinco 2540G* 9056 6010B Espectrometria de emissão atômica com plasma indutivamente acoplado (ICP-AES) Espectrometria de emissão atômica com plasma indutivamente acoplado (ICP-AES) Espectrometria de emissão atômica com plasma indutivamente acoplado (ICP-AES) Espectrometria de emissão atômica com plasma indutivamente acoplado (ICP-AES) Espectrometria de emissão atômica com plasma indutivamente acoplado (ICP-AES) Digestão e colorimetria com ácido ascórbico Colorimetria com ácido ascórbico Espectrometria de emissão atômica com plasma indutivamente acoplado (ICP-AES) Gravimetria Cromatografia de íons Espectrometria de emissão atômica com plasma indutivamente acoplado (ICP-AES) * APHA; AWWA; WEF (2005) 1.2. CARACTERIZAÇÃO MINERALÓGICA As determinações mineralógicas foram realizadas por meio do método do pó, que implicou num pré-preparo das amostras antes do envio para as análises por difratometria e fluorescência de raios–X. Devido à baixa concentração de sólidos, foi necessária a coleta de um volume de aproximadamente 50 Litros de lodo de ETA ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 3 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental para a obtenção de uma amostra de 100 gramas de sólidos em base seca. Após a sedimentação do lodo, o sobrenadante foi descartado e o restante, conduzido a uma centrífuga FANEM, modelo Excelsa 3, com capacidade para 08 cubetas de 50 mL cada. Após a separação física lodo/líquido, obteve-se uma amostra de consistência pastosa, que foi dividida em várias cápsulas de porcelana e secas na estufa a 120°C, por um período de 24 horas. A caracterização mineralógica foi realizada utilizando-se um difratômetro de raios X, marca Philips, modelo MPD 1880 e a fluorescência, por Wave-length Dispersion Spectrometer, marca Panalytical, modelo Axios Advanced. 2. COLETA, PRESERVAÇÃO E CARACTERIZAÇÃO DAS AMOSTRAS DE EFLUENTE FINAL DA ETE BARUERI. As amostras de efluente final provenientes da estação de tratamento de esgotos de Barueri foram compostas, proporcionais à vazão, exceto as utilizadas para determinação do pH e da concentração de sulfetos, que foram simples. Os parâmetros determinados e os métodos analíticos utilizados estão discriminados na tabela 3-2. Tabela 2 - Métodos analíticos utilizados para caracterização do efluente final da ETE Parâmetros Unidade Código de Referência * Método* pH U pH 4500-H+ Potenciometria Alumínio mg Al/L 3111-D Bário mg Ba/L 3111- D Cádmio mgCd/L 3113-B Chumbo mgPb/L 3111-B Cobre mgCu/L 3111-B e C Cromo Trivalente mgCr3+/L 3111-B e C Ferro mg Fe/L 3111-B e C Fósforo Total mg P/L 4500-P-B e 4500-P.E Espectrofotometria Absorção atômica/chama Espectrofotometria Absorção atômica/chama Espectrofotometria Absorção atômica/chama Espectrofotometria Absorção atômica/chama Espectrofotometria Absorção atômica/chama Espectrofotometria Absorção atômica/chama Espectrofotometria Absorção atômica/chama Digestão/ácido ascórbico Fósforo solúvel mg P/L 4500-P – E Manganês mg/L 3111B Mercúrio (µgHg/L) 3112B Nitrogênio Kjeldahl Total Nitrato+Nitrito Nitrito Sólidos Totais Sólidos Fixos Sólidos Voláteis Sulfato Sulfeto mg /L 4500-Norg –B mgN/L mgN/L mg/L mg/L mg/L mgSO42- /L mg /L 4500-NO3—E 4500-NO2—B 2540-B 2540-B 2540-B 4500-SO42—E 4500-S2—F Zinco mg/L 3111B Colorimetria com ácido ascórbico Espectrofotometria Absorção atômica/chama Absorção atômica/gerador de hidreto Digestão, destilação e potenciometria Redução com cádmio Colorimetria Gravimetria Gravimetria Gravimetria Turbidimetria Pré-tratamento da amostra e Método iodométrico Espectrofotometria Absorção atômica Fonte: APHA, AWWA, WEF (2005) ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 4 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 3. INFLUÊNCIA DO pH SOBRE A ADSORÇÃO DE FÓSFORO. O procedimento desses ensaios consistiu em colocar uma mistura lodo-efluente final, com dosagem fixa de 37 a 100 mg de lodo/Litro de efluente em copos Griffin. A seguir, alterou-se o pH com a utilização de solução de hidróxido de sódio 0,1 M ou ácido sulfúrico 0,05M, de forma a se obter valores de 4,0 a 7,0 para avaliar a influência do pH sobre a adsorção. O tempo de mistura foi de 30 minutos e o gradiente de 40 s-1. O efluente final permaneceu em repouso no próprio recipiente (copo Griffin) por 30 minutos. Verificou-se alteração do pH, que ocorreu provavelmente devido à adição do lodo de ETA, que apresenta pH menor que o do efluente da ETE. Após o período de agitação e sedimentação, foram retiradas amostras para determinação das concentrações de fósforo solúvel, segundo o APHA; AWWA; WEF (2005). 4. INFLUÊNCIA DAS CARGAS ELÉTRICAS DAS PARTÍCULAS DE LODO Para averiguar a influência do potencial zeta das partículas de lodo na remoção de fósforo, foi realizado ensaio com dosagem de lodo de 100 mg/L, 15 minutos de mistura, 30 minutos de sedimentação e gradiente de 40 s-1, variando o pH de 4,0 a 7,0. O potencial zeta foi medido pelo zetâmetro Zetasizer 3000 da Malvern Instruments Ltd. 5. INFLUÊNCIA DOS TEMPOS DE MISTURA E SEDIMENTAÇÃO Para essa etapa, foi fixada a dosagem de lodo de ETA em 30 mg por litro de efluente de ETE e variados os valores de pH de 4,5 a 7,0, de 0,5 em 0,5 unidade. O gradiente de mistura foi de 40 s-1. Este ensaio foi realizado em duas séries diferenciadas pelo tempo de mistura - 15 e 30 minutos. Em ambas, os tempos de sedimentação avaliados foram de 15 minutos, 30 minutos, 1 hora e 4 horas. Além dos ensaios mencionados anteriormente, foram realizados mais dois, nas seguintes condições operacionais - dosagem de lodo de 100 mg/L, 30 minutos de sedimentação, 40 s-1, pH de 4,0 a 7,0 e tempos de mistura de 30 minutos e de 24 horas. APRESENTAÇÃO E DISCUSSÃO DOS RESULTADOS 1. CARACTERÍSTICAS DO LODO DA ETA DO ALTO COTIA Os resultados obtidos na caracterização das amostras de lodo dos decantadores da ETA do Alto Cotia são mostrados na tabela 4-1. Estes foram comparados com as características dos lodos de outras estações de tratamento de água, que utilizam o sulfato de alumínio como coagulante. Tabela 4-1 – Características físico-químicas do lodo da ETA Alto Cotia e comparação com os valores encontrados na revisão bibliográfica. Parâmetros pH Sólidos Totais Alumínio Cádmio Chumbo Cobre Mercúrio Zinco Fósforo Total Fósforo Solúvel Unidade U pH Mg/L mgAl/kg mgCd/L mgPb/L mgCu/L (µgHg/L) mgZn/L mgP/L mgP/L ETA Alto Cotia(1) (2005) 5,8 a 6,1 1.114 a 25.826 40.000 a 63.689 0,01 a 0,02 <0,01 0,1 a 0,7 0,6 a 1,3 0,1 a 0,9 2 a 20 0,01 a 6,0 Dados de literatura(2) 5,8 a 7,6 1.100 a 81.575 1.700 a 171.769 0,01 a 0,14 0,50 a 2,66 0,06 a 2,06 0,10 a 1,30 0,10 a 4,25 2 a 34 0,01 a 6,0 Notas: (1) (2)- Média das análises realizadas em 2005 Cordeiro (1993); Andrade (2005); Barbosa (2000); Barroso; Cordeiro (2001). Dos resultados mostrados na tabela 4-1, verifica-se que há uma ampla faixa de variação para cada parâmetro. Segundo Yuzhu (1996), esta variação está relacionada à operação da ETA e às características da água bruta, ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 5 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental que variam sazonalmente, tendo sido verificados que nos períodos de chuvas, os parâmetros de controle de qualidade de água, como turbidez, apresentam valores mais elevados, relacionados com o escoamento superficial. Em conseqüência, são utilizadas maiores dosagens de sulfato de alumínio, que repercutem em elevadas faixas de valores para vários parâmetros, sobressaindo-se os teores de alumínio e de sólidos. Nesses períodos de chuva, é acrescentado ao tratamento, polímero não iônico como auxiliar de floculação, que também contribui para diferenças nas características do lodo. Durante o período de estiagem, a qualidade da água, em relação à turbidez, melhora significativamente e, em conseqüência, são utilizadas menores dosagens de produtos químicos. Em relação ao fósforo, as grandes variações podem ser decorrentes do tempo de permanência do lodo no decantador na época da amostragem, a exemplo das concentrações de fósforo total encontradas no lodo de 2 a 20 mgP/L, que correspondem a lodos com idades de 45 e 150 dias, respectivamente. A difração de raios X mostrou que os minerais presentes no lodo da ETA são: a caulinita, o quartzo e a gibbsita. A fluorescência indicou a predominância de Al2O3, Fe2O3 e SiO2. Estas características influenciam na adsorção do fósforo no lodo. 2. CARACTERÍSTICAS DO EFLUENTE FINAL DA ETE BARUERI Na Tabela 4-2, são mostrados os valores médios dos diversos parâmetros determinados no efluente final da ETE Barueri no período da investigação experimental. Tabela 2 – Composição média do esgoto bruto e efluente tratado da ETE Barueri – Abril/05 a Março/06 Parâmetro Afluente Efluente pH 6,5 a 7,0 6,5 a 7,0 T (ºC) 23 23 Cádmio (µgCd/L) 6 4 Chumbo (µgPb/L) 20 10 Cobre total (µgCu/L) 166 39 +6 6+ Cromo (µgCr /L) 5 2 0,6 Ferro total (mgFe/L) 4,4 120 Ferro Solúvel (µgFe/L) 450 60 Manganês total (µgMn/L) 103 1 Mercúrio (µgHg/L) 2 112 Zinco (µgZn/L) 470 20 NTK (mgN/L) 59 Nitrogênio amoniacal (mgN45 18 NH3/L) 5740 32 Nitrato (µgN-NO3-/L) 2300 Nitrito (µgN-NO2 /L) 29 256 Sulfato (mgSO4 /L) 66 22 Sulfeto (mgS /L) 5 FONTE: SABESP /MTTB (2006) De acordo com a tabela 4-2, nitratos, nitritos, sulfatos e sulfetos, presentes no efluente da ETE Barueri, poderiam competir com o fósforo solúvel pelos sítios ativos do lodo da ETA, conforme mencionado por Stumm (1992). Entretanto, Urano; Tachikawa (1991) concluíram que outros ânions não interferiam na capacidade de adsorção de fósforo pelo lodo de ETA, exceto quando as concentrações de sulfato e/ou nitrato eram elevadas. Zhao et al (2006) analisaram a influência dos íons Cl- e SO42- num intervalo de concentração de 300 mg/L a 1000 mg/L e verificaram que nessa faixa de variação não houve interferência na remoção de fósforo. O fósforo solúvel em meio aquoso assume diferentes formas (P04 3-, H2P04 -, HPO4 2-), em função do pH do meio, como mostra a Tabela 4-3. ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 6 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental Tabela 3 – Especiação do fósforo no meio aquoso em função do pH % H3PO4 PH % H2PO4- %HPO42- %PO43- 4,0 0,9 99,0 0,2 7X10-10 5,0 0,1 98,0 2,0 7X10-8 6,0 8X10-3 82,0 18,0 6X10-6 7,0 3X10-4 33,0 67,0 2X10-4 8,0 4X10-6 3,0 97,0 2X10-3 9,0 5X10-8 0,5 99,5 4X10-2 Fonte: ESTEVES (1998) Portanto, como o pH do efluente da ETE Barueri está entre 6,5 e 7,0, as formas predominantes são H2PO4- e HPO42-. 3. INFLUÊNCIA DO pH SOBRE A ADSORÇÃO DE FÓSFORO Na tabela 4.4 são mostrados os valores de pH ótimo para remoção de fósforo das bateladas de ensaios realizados. A maioria dos resultados mostram que a capacidade de remoção de fósforo é máxima em valores de pH entre 4 e 5. Tabela 4 – Identificação dos melhores valores de pH na remoção de fósforo obtidos nos ensaios realizados Dosagem de lodo (mg/L) 37 37 37 37 37 37 37 37 52 100 100 100 100 100 100 Tempo de Tempo permanência do de lodo no mistura decantador (minutos) (dias) 80 15 80 15 80 15 80 15 80 30 80 30 80 30 80 30 94 15 7 30 14 30 21 30 30 30 44 30 44 240 Tempo de sedimentação (minutos) 15 30 60 240 15 30 60 240 30 30 30 30 30 30 30 pH ótimo 4,5;5,0 4,5;5,0 5,0 5,0 4,5;6,5 4,5;5,0;5,5;6,0 5,0 5,0 6,0 4,0 4,0 4,0 4,0 4,0 4,0 Máxima % de remoção de fósforo 99 100 100 100 71 69 70 72 56 19 24 26 46 66 100 Em meio ácido a moderadamente ácido, os óxidos de ferro e alumínio apresentam-se preferencialmente com cargas positivas, sendo assim capazes de reter em sua superfície o fósforo solúvel (PENA, 2000; ZHAO et al., 2006). ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 7 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 4. INFLUÊNCIA DOS TEMPOS DE MISTURA E DE SEDIMENTAÇÃO 20 pH 5,0 40 20 30 4 Tempo de sedimentação 20 40 20 0 15 40,0 20,0 ho ra s 4 m in 60 30 15 m in 0,0 Tempo de sedimentação 77,2 77,4 60 pH 7,0 40 20 0 ho ra s pH 6,5 77,3 4 60,0 77,4 80 m in 80,0 100 60 96,4 m in 96,2 15 96,0 Tempo de sedimentação Porcentagem da remoção de fósforo (%) 95,8 m in Porcentagem da remoção de fósforo (%) Tempo de sedimentação 100,0 m in m in ho ra s 4 15 30 60 m in m in 0 pH 6,0 ho ra s 40 60 4 pH 5,5 30 60 99,3 80 m in 80 99,1 98,4 91,3 100 60 99,3 89,5 Porcentagem da remoção de fósforo (%) 99,6 99,3 m in Porcentagem da remoção de fósforo (%) Tempo de sedimentação 100 m in m in 0 15 m in 60 m in 30 15 ho ra s 0 60 m in 40 80 ho ra s pH 4,5 99,7 4 60 99,6 m in 80 99,7 99,3 100 60 99,0 30 99,4 Porcentagem da remoção de fósforo (%) 99,6 99,3 100 m in Porcentagem da remoção de fósforo (%) Através da variação dos tempos de mistura e sedimentação, avaliou-se o comportamento do processo de remoção de fósforo em uma faixa de valores de pH situados entre 4,5 a 7,0 (figuras 4-1 e 4-2). Tempo de sedimentação Figura 4-1 – Influência do tempo de sedimentação na remoção de fósforo – 15 minutos de mistura ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 8 60 pH 5,0 40 20 0 pH 6,0 40 20 20 ho ra s 4 m in 60 30 15 m in 0 68,0 67,4 60 pH 7,0 40 20 0 Tempo de sedimentação ho ra s 40 68,3 4 pH 6,5 70,0 80 m in 68,4 100 15 66,3 Porcentagem da remoção de fósforo (%) 66,4 60 m in Porcentagem da remoção de fósforo (%) Tempo de sedimentação 100 70,5 ho ra s m in 0 Tempo de sedimentação 80 68,7 60 15 4 60 m in m in 30 15 ho ra s 0 67,4 4 20 69,1 67,5 m in pH 5,5 80 60 60 40 30 15 68,6 m in 66,8 60 68,8 67,7 100 m in 80 Porcentagem da remoção de fósforo (%) Tempo de sedimentação 100 m in Porcentagem da remoção de fósforo (%) Tempo de sedimentação m in m in ho ra s 4 60 m in 30 15 m in 0 72,4 ho ra s 20 70,0 68,5 4 pH 4,5 40 69,5 m in 60 80 60 70,4 30 67,3 m in 69,2 100 30 70,8 80 Porcentagem da remoção de fósforo (%) 100 m in Porcentagem da remoção de fósforo (%) 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental Tempo de sedimentação Figura 4-2 – Influência do tempo de sedimentação na remoção de fósforo – 30 minutos de mistura Os ensaios experimentais mostram uma uniformidade na remoção de fósforo no intervalo de tempo de sedimentação estudado. Verificou-se, em linhas gerais, que a remoção de fósforo do efluente final da ETE Barueri pelo lodo da ETA Alto Cotia mantém-se praticamente constante, não tendo sido verificada influência significativa entre os diferentes tempos de sedimentação. Segundo Galarneau; Gehr (1997), a sedimentação do lodo é extremamente rápida. Por esta razão, os resultados obtidos no presente trabalho mostram que esta variável não tem influência significativa na remoção de fósforo. Em relação ao tempo de mistura, verificam-se diferenças significativas na remoção de fósforo quando se compara o de 30 minutos com o de 24 horas (figura 4-3). ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 9 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental Porcentagem da remoção de fósforo (%) 100 80 24 h de mistura 60 40 30 min de mistura 20 0 4 5 6 7 pH Figura 4-3 Influência do tempo de mistura na remoção de fósforo 5. INFLUÊNCIA DAS CARGAS ELÉTRICAS A variação do potencial zeta das partículas de lodo em função do pH da mistura lodo/efluente ETE, bem como a remoção de fósforo obtida no ensaio é mostrada na tabela 4.5. Tabela 5 – Influência do potencial zeta das partículas de lodo sobre a remoção de fósforo pH 4 5 6 7 Potencial Zeta (mV) -12,3 -11,4 -11,4 -13,7 Remoção de fósforo (%) 66 58 61 64 Não se observou a influência do potencial zeta sobre a remoção de fósforo, pois a melhor remoção não aconteceu no menor valor de potencial. Os resultados de elevação de carga negativa podem ser explicados pelo fato de que o potencial zeta do lodo no pH original (5,8) era –7,6 mV. Com a adsorção de fósforo, as cargas negativas nas superfícies das partículas de lodo aumentaram, e conseqüentemente, o potencial zeta. CONCLUSÕES Os resultados da presente pesquisa mostraram que, nas condições estudadas, a remoção de fósforo do efluente da estação de tratamento de esgotos de Barueri pelo lodo da estação de tratamento de água do Alto Cotia: • Foi maior no valor de pH da mistura efluente/lodo entre 4 e 5; • Não foi influenciada pelo tempo de sedimentação; • Foi maior no tempo de mistura de 24 horas do que o de 30 minutos; • Não sofreu influência das cargas elétricas das partículas de lodo. ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 10 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12. 13. 14. 15. 16. 17. 18. ALMEIDA, J.A; TORRENT, J; BARRON, V (2003) Seção II Química do Solo – Cor do solo, formas do fósforo e adsorção de fosfatos em latossolos desenvolvidos de basalto do extremo Sul do Brasil. Parte do trabalho de pós doutoramento do primeiro autor. In: Revista Brasileira de Ciências do Solo 27: 9851002. ANDRADE, P.S (2005) Avaliação do impacto ambiental da utilização de resíduos de estações de tratamento de água em indústrias de cerâmica vermelha: Estudo de caso. Dissertação (Mestrado em Hidráulica e Saneamento) – Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo da Universidade Estadual de Campinas. APHA; AWWA; WEF (2005).American Public Health Association; American Water Works Association; Water Environment Federation. Standard Methods for the examination of water and wastewater. 21a. ed., Washington, D.C, USA. BARBOSA, R. Ma. Avaliação do Impacto de Lodos de Estações de Tratamento de Água à Biota Aquática Através de Estudos Ecotoxicológicos. São Carlos, 2000. Tese (Doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. BARROSO, M. M. ; CORDEIRO, J. S. Metais e Sólidos: Aspectos Legais dos Resíduos de Estações de Tratamento de Água. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, 21., João Pessoa, Paraíba. Anais... Rio de Janeiro: ABES,2001. BASTA, N.T; E.A, DAYTON; GALLIMORE, L.E (1999) Nutrient adsorption capacity of water treatment residuals. In: proc. WEF/AWWA Joint Residuals and biossolids management conference, Charlotte, NC 27 a 30 Jan 1999, WEF, Arlington, V.A. BASTA, N.T; ZUPANCIC, R.J; DAYTON,E.A (2000) Evaluation soil tests to predict bermudagrass grounth in drinking water treatment residuals with phosphorus fertilizer. Journal Environ. Quality 29; 2007-2012 CHAO, I.R.S (2006) Remoção de fósforo de efluentes biológicos de tratamento de esgotos por lodo de estações de tratamento e água. Dissertação de mestrado apresentada a Escola Politécnica da USP São Paulo, SP Brasil, 152p 2006. CHEN, Y.S.R.BUTLER, J.N; STUMM, W (1973) Kinetic Study of Phosphate Reaction with aluminum oxide and Kaolinite. Environmental Science & Technology. Vol.7, n. 4, April , 327 a 332pp. CORDEIRO, J.S. (1993). O problema dos lodos gerados nos decantadores em estações de tratamento de água. Tese (Doutorado em Hidráulica e Saneamento) - Escola de Engenharia de São Carlos, 342p. Universidade de São Paulo.CORDEIRO, J.S. (2003). Rejeitos de estações de tratamento de água – O estado da arte no Brasil. IV Congresso Nacional, Punta Del Este: Sección Uruguay, AIDIS. CORDEIRO, J.S. (1999). Importância do tratamento e disposição adequada dos lodos de ETAs. In.: REALI, M.A.P. et al. Coord. Noções gerais de tratamento e disposição final de lodos de estações de tratamento de água. Rio de Janeiro: ABES. Projeto PROSAB. CORDEIRO, J.S. (2001). Processamento de lodos de Estações de Tratamento de Água (ETAs). In: ANDREOLI, C.V. et al.. Coord. Resíduos sólidos do saneamento: Processamento, reciclagem e disposição final. Rio de Janeiro: ABES. Projeto PROSAB. CORNWELL, D.A. et al. (1987). Handbook of pratic water treatment plant waste management. 1a ed., Virginia, American Water Works Association Resarch Foudation, 431p Denver,USA. CRUZ, L.F; SOUZA, W.G; SILVA, E.C; RUBIM, K, T; BRAGANÇA, M.C; ZANDONADE, E; AZEVEDO, S.M.F.O (2002) Cianobactérias e cianotoxinas em lagoas de estabilização facultativas In: 22º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, João Pessoa, (PB). Anais. Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES). DAYTON, E.A; BASTA, N.T. (2001). Characterization of drinking water treatment residuals for use as a soil substitute. Water Environment Research , vol.73, nº. 01 pp.52 –57. DAYTON, E. A; BASTA, N. T. (2005). Use of Drinking Water Treatment Residuals as a Potential Best Management Practice to Reduce Phosphorus Risk Index Scores Journal Environ. Quality. (34): 2112-2117. DAYTON, E. A; BASTA, N. T. (2005). Method for Determining the Phosphorus Sorption Capacity and Amorphous Aluminum of Aluminum-Based Drinking Water Treatment Residuals. Journal. Environ. Quality.34: 1112-1118. DAO,T.H; SIKORA,L.J; HMASAKI, A; CHANEY,R.L (2001). Manure phosphorus extractability as affected by aluminum and iron by products and aerobic composting. Journal of Environmental Quality 30: 1693-1698. ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 11 24º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 19. 20. 21. 22. 23. 24. 25. 26. 27. 28. 29. 30. 31. DENTEL, S.K. (1997) Evaluation and role of rheological properties in sludge management. Water Science and Technology Vol 36 No 11 pp 1–8 © IWA. Disponível em: www.iwaponline.com/wst/03611/wst036110001.htm. Acessado em 13 de janeiro de 2005. DAYTON, E. A; BASTA, N. T. (2005).A Method for Determining the Phosphorous Sorption Capacity and Amorphous Aluminum of Aluminum-Based Drinking Water treatment Residuals. J Environ Qual. 34:112-1118. ESTEVES, F. A. (1998) Fundamentos de limnologia. 2a. ed. Rio de Janeiro: Interciência 602 p. GALARNEAU, E; GEHR, R (1997) Phosphorus removal from wastewaters: Experimental and theoretical support for alternative mechanisms. Water Research Volume 31, Issue 2 , February 1997, Pages 328-338. GONÇALVES, J.L.M; FIRME, D.J; NOVAIS, R.F; RIBEIRO, A C. (1985).Cinética de adsorção de fósforo em solos de cerrado. Revista Brasileira de Ciência do Solo, v9, pp 107-111. PENA, R.S (2000) Contribuição ao estudo da adsorção de cátions por alumina ativada. São Paulo, (SP). 160p. Tese (doutorado). Escola Politécnica da Universidade de São Paulo. QUAGLIANO, J.V; VALLARINO, L.M . (1973).Química. Editora Guanabara - Koogan. RABOCKAI (1979). Físico-química de superfícies. Washington: OEA. Programa Regional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico, 128 p. STUMM, W (1992) “Chemistry of the solid – water interface: processes at the mineral-water and particle-water interface in natural systems/Werner Stumm: with contribuitions by Laura Sigg (chapter 11), and Barbara Sulzbger (chapter 10)” Wiley Interscience Publication, USA. URANO; K.; TACHIKAWA, H. (1991) Process development for removal and recovery of phosphorus from wastewater by a new adsorbent. 2. Adsorption rates and breakthrough curves. Industrial Engineering Chemistry Research., v. 30, p. 1897-99 VALLADARES, G.S; PEREIRA, MG; CUNHA DOS ANJOS, L.H (2003) Asorção de fósforo em solos de argila de atividade baixa. Revista Bragantia vol 62 nº. 1. Campinas, São Paulo. YUZHU, W (1996) Condicionamento de lodo de estação de tratamento de água: estudo de caso. Dissertação de mestrado apresentada a EPUSP, 411p. 2 volumes, Universidade de São Paulo, EPUSP, São Paulo. ZHAO, Y.Q; YANG, Y; TOMLINSON, D; KENNEDY, S (2006) Dewatered alum sludge: a potential adsorbent for phosphorus removal. Water Science &Technology vol 52 n. 10-11pp525-532. ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 12