57
4.1. A
NÁLISE DAM
ONITORIZAÇÃOA
NUAL DAÁ
GUAR
ESIDUALB
RUTAA
FLUENTE ÀETAR
4.1.1. Á
GUAR
ESIDUALB
RUTA(
CAUDALETAR(
Q ETAR),
CAUDAL MATADOURO(Q MATADOURO)
E CAUDAL TINTURARIA(Q
TINTURARIA))
O aumento da afluência de águas residuais à ETAR, pode ser aliada a um elevado período de consumo de água, ou devido à junção de águas pluviais à linha fluentes, provocando assim um choque hidráulico. O choque hidráulico pode vir acompanhado com uma sobrecarga orgânica se a concentração da alimentação se manter constante. Estes picos de caudal são fundamentais no estudo da ETAR, para avaliação e alteração dos parâmetros operacionais, para que a elevada entrada de caudal não prejudique o tratamento biológico (Metcalf et al., 2003).
Neste estudo avaliou-se a acumulação de PHA na biomassa e a produção desta depende do substrato, como é o caso da matéria orgânica e nutrientes presentes na água residual. As variações de caudal vão influenciar a carga orgânica aplicada, onde a afluência elevada de águas residuais, pode variar parâmetros físico – químicos como a CQO e o TRH entre outros, provocando variações na matéria orgânica a ser degradada, consequentemente também alterações na produção de PHA.
Na Figura 4.1, são apresentados os caudais diários, registados no último ano de monitorização da ETAR. Encontram-se representados três caudais diferentes: o total e os caudais parciais provenientes de duas indústrias, nomeadamente o caudal afluente à ETAR de um matadouro e o caudal de uma empresa têxtil (tinturaria / lavandaria).
Pela análise da Figura 4.1, constata-se que existem alguns picos de caudal elevado afluente à ETAR. Estes picos devem-se às chuvas intensas. Esta entrada de água pluvial no sistema de tratamento pode ser devida a infiltrações nos intercetores ou através da ligação da rede de saneamento municipal ao intercetor principal. Com estas infiltrações, pode-se atingir caudais a que a ETAR não está preparada, podendo ocorrer a lavagem da biomassa presente nos reatores biológicos, bem como uma diminuição da carga orgânica aplicada. O caudal de entrada na ETAR pode variar entre um caudal máximo de 8 446 m3 d-1 e um caudal mínimo de 656 m3 d-1. Ao excluir-
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58
se os dias com elevada pluviosidade, o caudal diário de chegada à ETAR varia, aproximadamente, entre (1000 – 2000) m3.
Figura 4.1 –Monitorização do caudal diário de entrada na ETAR (Q ETAR), o efluente de um matadouro (Q Matadouro) e de uma
tinturaria (QTinturaria), as unidades de medida são expressas em m3 d-1.
Quanto ao efluente da tinturaria, pela observação da Figura 4.1, verifica-se que atinge um máximo de 589 m3. Relativamente ao efluente do matadouro, este produz um caudal máximo de
água residual diário afluente à ETAR de cerca de 256 m3, mas em média ronda os 100 m3 d-1. No
entanto, nas duas indústrias, o volume efluente produzido varia com a produção, com o período laboral (5 dias por semana) e com a época (existe também variação sazonal de produção).
4.1.2. Á
GUAR
ESIDUALB
RUTA(B
IODEGRADABILIDADE,CQO
ECBO
5)
A Figura 4.2 apresenta a caracterização do efluente à entrada da ETAR em termos de CBO5
e CQO, bem como a razão entre eles.
Em termos qualitativos, conclui-se que em ambos parâmetros semanalmente, os valores de CBO5 e CQO, são maioritariamente mais elevados do que os apresentados para a licença de
descarga da A.R.H. Norte. O valor previsto de admissão da licença para a CQO é de 800 mg L-1 e
para a CBO5 é de 350 mg L-1. Na Figura 4.2, tanto a CBO5 como a CQO apresentam valores mais
elevados, podendo dever-se à alteração promovida pela receção da água residual proveniente do matadouro.
5.CONCLUSÕES
59 biodegradabilidade da água residual, pelo que a razão apresenta valores de 0.3 a 0.8, segundo Metcalf et al. (2003).
Figura 4.2 – Resultados de um ano de monitorização semanal da água residual bruta. Os dados incluem a concentração da carência biológica de oxigénio ao fim de 5 dias representado por CBO5 em mg L-1, a concentração da carência química de oxigénio
representado por CQO em mg L-1 e o respetivo quociente (que traduz a biodegradabilidade).
Quando a biodegradabilidade atinge valores iguais ou superiores a 0.5, considera-se que a água residual apresenta uma elevada taxa de sucesso por tratamento biológico. Por outro lado, quando esta razão se reduz para valores inferiores a 0.3, o efluente a tratar pode conter componentes tóxicos que podem prejudicar o tratamento biológico. Como se pode observar na Figura 4.2, a biodegradabilidade prevista da matéria orgânica, durante um ano de monitorização, apresentou valores iguais ou superiores a 0.5, com exceção de três períodos.
4.1.3. Á
GUAR
ESIDUALB
RUTA(
PH,SST,SSV)
Na Figura 4.3 apresenta-se a evolução anual dos parâmetros pH, SST e os SSV à entrada da ETAR.
À entrada na ETAR apresentou pH entre 6 e 9 na escala de Sörensen, não necessitando de acerto de pH. Deste modo, a água residual à entrada já se encontrava no intervalo de pH, com a concentração de iões de hidrogénio. Ou seja, águas residuais fora deste intervalo são extramente difíceis de tratar através de meios biológicos (Metcalf et al., 2003).
DISSERTAÇÃO EM MESTRADO INTEGRADO DE ENGENHARIA BIOLÓGICA 2015
60
Figura 4.3 – Resultados relativos a um ano de monitorização semanal da água residual bruta, pH e a concentração de SST
em mg L-1.
Contudo, na Figura 4.3 observam-se 4 dias em que o pH da água residual à entrada da ETAR atinge valores superiores a pH 9. Estas oscilações podem ser devidas aos produtos de lavagens mais alcalinos presentes no efluente doméstico. Outra possível razão para o elevado valor de pH pode ser atribuído à chegada de efluente da tinturaria, uma vez que esta utiliza produtos químicos para os seus processos, como o branqueamento e tingimento, traduzindo-se em alterações das propriedades físicas e químicas do efluente. A utilização de carbonato de sódio, cloreto de sódio, soda cáustica, hipoclorito de sódio e peróxido de hidrogénio, provoca uma elevação do pH da água residual de neutro para alcalino.
Quanto aos SST à entrada da ETAR de Penices, o seu valor é muito variável, sendo que o valor mais baixo foi de 45 mg L-1 e o mais elevado foi de 3 570 mg L-1. Segundo
Metcalf et al., (2003), as concentrações típicas dos SST no efluente doméstico encontam-se na gama de (120 – 400) mg L-1, para efluente têxtil, os SST rondam uma média anual de
93.4 mg L- 1 , com um máximo diário de 860 mg L- 1. Comparando estes valores típicos com os
obtidos na monitorização anual da ETAR, em média, eles aproximam-se normalmente do máximo diário da industria têxtil e, por vezes, ultrapassam esse mesmo valor. Após a entrada do efluente na ETAR, os sólidos suspensos são removidos parcialmente, os restantes prosseguem para o tratamento secundário. Parte deles é matéria orgânica residual que permanece na forma solúvel ou em suspensão (Ferreira et al., 1998).
5.CONCLUSÕES
61
4.1.4. Á
GUAR
ESIDUALB
RUTA(P,N,A
ZOTOA
MONIACAL)
Na Figura 4.4, encontra-se a concentração de alguns nutrientes presentes na água residual à entrada da ETAR, de acordo com a monitorização anual.
Figura 4.4 – Resultados relativos a um ano de monitorização semanal da água residual bruta, relativamente à concentração dos nutrientes azoto total e fósforo total representados por (CN) e (CP), respetivamente, e o azoto amoniacal (CN – NH4+) nas
unidades mg L- 1.
Pela observação da Figura 4.4, verifica-se que na entrada de afluente bruto à ETAR há uma elevada concentração de nutrientes. O azoto e o fósforo apresentaram valores mais elevados do que o normal, comparando com os valores da Tabela 2.1 emitida pela APA, de acordo com a qual a água residual bruta apresenta os valores típicos de P igual a 12 mg L-1 e de N igual a 70 mg L-1.
Comparando os valores do fósforo total com os dados bibliográficos de Mara et al., (2003), os quais variam entre (10 – 30) mg L-1, os valores obtidos à entrada da ETAR para este nutriente
encontra-se dentro dessa gama, mas muitas vezes são inferiores ao esperado para este tipo de efluente. Quanto ao azoto, segundo Metcalf et al., (2003) e Bitton, (1999), este varia entre os (20 – 85) mg L-1. Comparando com os valores obtidos à entrada da água residual na ETAR, estes
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62
4.2. A
NÁLISE DAM
ONITORIZAÇÃOA
NUAL DAÁ
GUAR
ESIDUALT
RATADA DAETAR
4.2.1. Á
GUAR
ESIDUALT
RATADA(
PH,CQO,CBO
5)
Na Figura 4.5 é apresentada a caracterização do efluente tratado em termos de CBO5 e
CQO e pH.
Figura 4.5 – Resultados de um ano de monitorização semanal da água residual tratada, sendo apresentada a concentração da carência biológica de oxigénio, representado por CBO5 em mg L-1, a concentração da carência química de oxigénio representado
por CQO em mg L-1 e pH.
Como se pode observar na Figura 4.5, os parâmetros monitorizados semanalmente cumprem com a legislação. Também com a licença de descarga, os resultados cumprem com os valores presentes na Tabela 2.1 CBO5 inferior a 25 mg L-1 e CQO inferior a 125 mg L-1.
Em relação à água residual bruta, obtém-se uma média de remoção da CQO em cerca de 95 %, enquanto a percentagem de remoção da CBO5 ronda os 98 %. Ou seja, a matéria orgânica
é degradada biologicamente muito facilmente, já que na sua maior parte corresponde a SSV como se pode observar na Figura 4.3.
4.2.2. Á
GUAR
ESIDUALT
RATADA(P,N,SST)
5.CONCLUSÕES
63 presentes na água residual tratada.
Figura 4.6 –Resultados de um ano de monitorização semanal da água residual tratada, relativamente aos nutrientes azoto total e fósforo total representado por (CN) e (CP) respetivamente e os sólidos suspensos totais (SST) expressos em mg L-1.
Pela observação da Figura 4.6, foram detetados picos acentuados para os nutrientes fósforo e azoto. Os picos obtidos na água residual tratada, comparados com os valores obtidos na Figura 4.2 e Figura 4.4, podem dever-se provavelmente à entrada de água residual com excesso de matéria orgânica e nutrientes. Por outro lado, o tratamento biológico para a remoção de nutrientes pode não ter funcionado corretamente, deixando escapar alguns desses nutrientes para o meio hídrico. A licença de descarga emitida pela APA não contempla valores limites para o P e N, pelo que não é objetivo a remoção destes elementos.
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64
4.3. M
ONITORIZAÇÃOA
NUALC
ANALA
NÓXICO4.3.1.
A
LIMENTO/M
ICRORGANISMOS(A/M)
ES
ÓLIDOS(SSV)
A razão entre a quantidade de matéria orgânica disponível para os microrganismos e a quantidade de sólidos voláteis no canal anóxico está representada pela relação (A/M), em que (A) é o alimento, isto é, a CBO5 presente na água residual bruta, e (M) os microrganismos, ou seja,
os SSV existentes no licor misto. Na Figura 4.7, observa-se a variação da alimentação de acordo com os microrganismos presentes no canal anóxico (A/M).
Figura 4.7 – Resultados de um ano de monitorização com amostragem semanal do canal anóxico. Representação gráfica da taxa (A/M), alimento para os microrganismos, correspondendo os microrganismos aos sólidos suspensos voláteis (SSV).
Como se pode observar na Figura 4.7, a razão A/M no canal anóxico mantém-se normalmente acima dos 0.04 g g-1d-1 e abaixo dos 1 g g-1d-1. É importante que os valores deste
quociente se mantenham dentro da gama de (0.04 a 1) g g-1d-1 de substrato por biomassa
(Metcalf et al., 2003), porque nestas condições os microrganismos aglomeram-se, ocorrendo uma boa floculação, facilitando a sedimentação. Caso contrário, podem sair juntamente com a água residual já tratada para o meio recetor, poluindo-o (Cavaleiro et al., 2009; Bitton, 1999).
Na Figura 4.7, existem 3 amostras que se encontram fora dos limites deste intervalo. No início de novembro de 2014, uma amostra encontra-se abaixo do limite inferior, com 0.01 g g- 1 d- 1,
5.CONCLUSÕES
65 janeiro e a outra em fevereiro, encontram-se acima de 1 g g-1 d-1 devido à elevada concentração de
CBO5 (superior a 1 500 g m-3)na água residual de entrada na ETAR e à uma diminuição dos sólidos
suspensos voláteis no canal anóxico.
Assim, quando a taxa de (A/M) é alta, os microrganismos estão na sua fase exponencial de crescimento, mas nestas condições não floculam, encontrando-se geralmente dispersos, o que torna difícil a sua sedimentação (Nicolau et al., 2002).
Por outro lado, quando a taxa de (A/M) é baixa, os microrganismos estão submetidos a um ambiente de limitação de substratos e o seu metabolismo decresce até atingir a fase endógena, ocorrendo a oxidação total da matéria orgânica, o que resulta em boas características de sedimentabilidade (Nicolau et al., 2002).
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66
4.4. M
ONITORIZAÇÃO DOC
ANALA
NÓXICO DURANTE30
DIAS4.4.1. T
EMPERATURA(T)
E PH
A temperatura e o pH são determinantes no funcionamento de sistemas de tratamento biológico, pois estes parâmetros afetam as atividades metabólicas da população de microrganismos (Metcalf et al., 2003).
Em relação à monitorização do pH e T do licor misto no canal anóxico, as leituras destes parâmetros eram realizadas no local da recolha da amostra. A Figura 4.8 apresenta os valores obtidos para a monitorização do pH e T.
Figura 4.8 – Resultados da monitorização do canal anóxico durante o tempo (t) de amostragem em dias (d), quanto ao pH (na Escala de Sörensen) e à temperatura (T) em °C.
Durante do período de monitorização, entre 12 de junho e 11 de julho, o pH do licor misto apresentou-se estável com uma variação entre 7.35 e 7.98 sendo o valor médio de (7.68 ± 0.16), como se pode verificar no gráfico da Figura 4.8.
Quanto à temperatura, esta já presentou uma maior variação devido à alteração da temperatura ambiental ao longo do dia. A temperatura variou entre 20.8 °C a 27.3 °C, com o valor médio de (24.5 ± 1.5) °C.
5.CONCLUSÕES
67
4.4.2. P
OTENCIALR
EDOX(ORP)
Este reator biológico tal como se referiu anteriormente é operado em sistema anóxico, isto é, caracterizado por um ORP baixo, ou seja, com valores variáveis entre (-100 a 50) mV. Embora os valores obtidos na monitorização aproximam-se muitas das vezes dos -250.0 mV, valor típico para um sistema anaeróbio. Os reatores que operam em condições de anaerobiose estrita, os organismos são muito sensíveis à exposição ao oxigénio. Para ocorrer a produção de metano, seria necessário um ORP ótimo entre (- 530 a - 520) mV, sendo limitante a valores superiores a - 350 mV. Contudo, neste tipo de meio há bactérias facultativas que consomem o oxigénio proveniente da alimentação do reator. As bactérias anaeróbias existem em comunidades estruturadas (e.g., grânulos, flocos), em que as células exteriores são responsáveis pela criação de uma zona anóxica ou anaeróbia, protegendo a zona mais sensível (Mara et al., 2003). Na Figura 4.9, apresenta-se a evolução do ORP no canal anóxico durante o período de 30 dias.
Figura 4.9 – Resultados da monitorização da evolução do ORP no canal anóxico durante o período de amostragem, em unidades (mV).
Na Figura 4.9, verifica-se que o ORP varia bastante ao longo tempo. Estas situações são esperadas em sistemas anóxicos, que são influenciados por vários fatores, como a pluviosidade ou a dissolução do O2. O ORP variou entre os valores de (-387.2 a 8.7) mV, sendo o valor médio
de (-199.4 ± 101.6) mV. Os valores de ORP enquadram-se no estado de anaerobiose, que proporcionam condições para que as bactérias libertem fósforo para o meio ambiente e acumulem
DISSERTAÇÃO EM MESTRADO INTEGRADO DE ENGENHARIA BIOLÓGICA 2015
68
PHA (Mara et al., 2003). A manutenção do sistema anóxico na ETAR, origina frequentemente maus odores. Com um ORP de cerca de -200 mV, as bactérias redutoras de sulfato desenvolvem- se Figura 4.10. A redução do sulfato ocorre a um ORP dentro do intervalo de (- 200 a - 300) mV, dependendo dos intervalos de valor 6.5 ≤ pH ≤ 8.0 como se verificar na Figura 4.10.
Figura 4.10 – Gráfico retirado da fonte (Mara et al., 2003), onde são demostradas as variações do efluente em relação a concentração de oxigénio dissolvido e potencial redox.
4.4.3. P
LUVIOSIDADE(P)
A Figura 4.11 representa a P durante o tempo de amostragem. Verifica-se alguma P, nos dias 2, 3 e 8, de monitorização podendo-se, assim, prever alguma entrada de águas pluviais no sistema de tratamento, diretamente nos próprios canais de arejamento ou através de infiltrações nos intercetores gravíticos da água residual.
Comparando os resultados obtidos apresentados nas Figuras 4.9 e 4.11, a evolução do ORP com a P e verifica-se que estão interligados. Após 1 dia de P é visível a alteração no sistema de tratamento biológico, onde o ORP tende a subir.
5.CONCLUSÕES
69
Figura 4.11 – Resultados da pluviosidade relativa aos 30 dias de amostragem, a qual é mediada através de um pluviómetro.
4.4.4. O
XIGÉNIOD
ISSOLVIDO(OD)
A Figura 4.12, é relativa à concentração de OD no canal anóxico.
Figura 4.12 – Resultados da concentração de oxigénio dissolvido (OD), em unidades (mg L-1) durante o período de tempo de
amostragem (t) em dias (d).
Previa-se que a concentração de OD fosse quase nula, e esta apenas variava com o efeito da temperatura, pelo que temperaturas mais baixas facilitam a dissolução do oxigénio (Metcalf et al., 2003). Verificou-se que em períodos de significativa pluviosidade, há entrada de água residual
DISSERTAÇÃO EM MESTRADO INTEGRADO DE ENGENHARIA BIOLÓGICA 2015
70
mais diluída, devido a infiltrações de água pluvial nas redes de saneamento, as concentrações de oxigénio dissolvido como se pode verificar na Figura 4.12, aumentavam em resposta.
4.4.5. C
ONDUTIVIDADE(EC)
A condutividade elétrica no canal anóxico, Figura 4.13, indica a capacidade de permitir a passagem de corrente elétrica no licor misto graças aos iões em solução (salinidade). Este valor medido (EC) pode ser usado como uma medida substituta da concentração total de sólidos dissolvidos (TDS) (Metcalf et al., 2003). Embora no caso da utilização desta possibilidade, seria necessário para cada situação a determinação da relação entre a EC e TDS.
Assim com a condutividade é possível obter a concentração de SDT através da próxima Equação 1 (Metcalf et al., 2003), então, também seria possível calcular os SST Equação 2. Como os SDT correspondem a iões, estes acabam por não interferir na produção de PHA.
g L = �� × . a . (Equação 1) g L = g L − g L (Equação 2)
Figura 4.13 – Resultados da condutividade (EC), em unidades (mS cm-1) durante o período de amostragem (t) em dias (d).
Na Figura 4.13, pode-se observar uma elevada condutividade, isto devido às caraterísticas do efluente industrial. Parte destes sais, podem ser provenientes da tinturaria/lavandaria, a qual
5.CONCLUSÕES
71 utiliza sal para a fixação do corante ao tecido, aumentando, deste modo, a quantidade de iões no efluente.
4.4.6. S
ÓLIDOST
OTAIS(ST)
ES
ÓLIDOSV
OLÁTEIST
OTAIS(SVT)
Nesta monitorização, foi efetuado um controlo de processo sobre a concentração de ST e de SVT. Não foram considerados os sólidos SST e os SSV, embora estes também tenham sido analisados em algumas amostras, com valores próximos aos ST e SVT. Por este motivo com intuito de reduzir o tempo para a realização dos ensaios e pela falta do material requerido, optou-se apenas por se realizar, nos 30 dias de amostragem, os ST e SVT presentes na Figura 4.14.
Figura 4.14 – Resultados da concentração de sólidos totais (ST) e sólidos voláteis totais (SVT) em unidades (g L-1) durante o período
de tempo de amostragem (t) em dias (d).
De acordo com os resultados obtidos, a média da concentração de ST foi de (4.04 ± 0.06) g L-1 e de SVT foi aproximadamente (2.23 ± 0.03) g L-1, durante os 30 dias de
monitorização, com variabilidade inferior a 10 % e 3 %, respectivamente. Em relação à concentração de SST no reator, rondou os (3.32 ± 0.03) g L-1 e a concentração de SSV foi de
DISSERTAÇÃO EM MESTRADO INTEGRADO DE ENGENHARIA BIOLÓGICA 2015
72
biodegradáveis.
Por outro lado, poder-se-á ter em conta as análises do laboratório interno, embora as análises sejam apenas de 8 em 8 dias. As amostras que vão para o laboratório interno são retiradas todas as terças feiras, portanto, os dias para esta comparação são 16, 23 e 30 de junho e 7 de julho, como representado na análise do canal anóxico na Figura 4.7. Os valores obtidos para os SSV nesse gráfico são, respetivamente, 1.81 g L-1, 2.00 g L-1, 1.44 g L-1, 2.17 g L-1. Os
valores obtidos para sólidos SVT foram respetivamente para os mesmos dias de operação (2.07 ± 0.02) g L-1, (1.92 ± 0.01) g L-1, (2.21 ± 0.07) g L-1 e (2.22 ± 0.05) g L-1. Assim, pode-se
avaliar que aproximadamente, 90 % dos SVT são SSV, pelo que apenas no dia 23 de junho ocorreu uma diferença negativa entre a amostra recolhida para o laboratório interno com os sólidos monitorizados em laboratório para o estudo. Esta diferença pode ser indicativa de uma colheita de amostra muito à superfície, apenas a 1 m de profundidade, ou devido à má homogeneização antes da determinação.
5.CONCLUSÕES
73
4.5. O
BSERVAÇÃO EC
ONTAGEMM
ICROSCÓPICA–IBL
4.5.1. C
ANALA
NÓXICONo canal anóxico o IBL não é aplicável, pois este método de avaliação da caracterização dos microrganismos, apenas se aplica em sistemas de lamas ativadas (sistemas arejados). Na comunidade macrobiótica da biomassa verifica-se pouca diversidade e densidade de protozoários.
Durante a contagem foram observados protozoários Epistyles, Acineria e como protozoários dominantes, os pequenos flagelados. Nas lamas ativadas os pequenos flagelados heterotróficos, são muito comuns e numerosos, normalmente presentes em lamas fortemente carregadas (cargas superiores de CBO5 a 0.9 kg kg-1 por SSV dia). Esta visualização neste caso é perfeitamente
aceitável visto que temos a entrada de água residual apresenta, por vezes, uma carga orgânica elevada devido à proveniência do matadouro.
4.5.2. IBL
DOC
ANALA
ERÓBIOA contagem microscópica do canal aeróbio, para a determinação do IBL é apontada na Tabela 4.1 na biomassa presente, a microfauna não apresenta grupos dominantes. Neste caso, como a percentagem de ciliados móveis de fundo + sésseis é muito próxima, esta determina a entrada na Tabela 3.1.
No canal aeróbio, o IBL foi calculado de acordo com o método proposto por Madoni, em 1994, usando-se para isso a Tabela 3.1 e Tabela 3.2 para obtenção do índice, apresentando um valor de 7, pelo que pertence à classe de qualidade II, indicando lamas bem colonizadas e estáveis uma atividade sub-otimal e uma eficiência depuradora suficiente, e apresenta também uma