6PÓS-TRATAMENTODEEFLUENTESDEREATORESANAERÓB, Notas de estudo de Engenharia Civil

Baixe 6PÓS-TRATAMENTODEEFLUENTESDEREATORESANAERÓB e outras Notas de estudo em PDF para Engenharia Civil, somente na Docsity! 6 PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS POR SISTEMAS DE FLOTAÇÃO Miguel Mansur Aisse, Décio Jürgensen, Marco Antonio Penalva Reali, Rogerio Penetra, Lourdinha Florencio e Pedro Alem Sobrinho 6.1 INTRODUÇÃO A qualidade dos efluentes de reatores anaeróbios, durante o tratamento de esgotos sanitários, em geral não atende às exigências ambientais. Consequentemente, é necessária a aplicação de um sistema complementar, de pós-tratamento, para a melhoria do efluente final da estação. Uma alternativa atraente para o pós-tratamento desses efluentes anaeróbios é a flotação. A flotação remove sólidos em suspensão e, quando em combinação com agentes coagulantes, pode remover nutrientes, principalmente o fósforo, e parcela da matéria orgânica dissolvida. Afora estes benefícios, a flotação proporciona a redução dos teores de gases odoríferos, além de elevar o nível de oxigênio dissolvido, o que resulta num efluente de melhor qualidade. 6.2 DESCRIÇÃO DO SISTEMA DE FLOTAÇÃO A flotação é um processo que envolve três fases: líquida, sólida e gasosa. É utilizado para separar partículas suspensas ou materiais graxos ou oleosos de uma fase líquida. A separação é produzida pela combinação de bolhas de gás, geralmente o ar, com a partícula, resultando num agregado, cuja densidade é menor que a do líquido e portanto, sobe à superfície do mesmo, podendo ser coletada em uma operação de raspagem superficial (METCALF & EDDY, 1991). 6.2.1 Tipos de Flotação Existe uma variedade de técnicas para introduzir as bolhas de ar necessárias para a separação sólido-líquido por flotação e, exceto a flotação gravitacional natural, onde as partículas tem peso específico menor que o líquido que as contêm, os processos de flotação podem ser classificados de acordo com o método de produção das bolhas. A eletroflotação é um processo utilizado para tratamento de efluentes radioativos, despejos com tintas e emulsões de pintura, no qual a obtenção das bolhas de H2 e O2 é feita por eletrólise da água. Em suspensões de algas, pode ocorrer a autoflotação, caso elas se tornem suficientemente supersaturadas com o oxigênio dissolvido da fotossíntese. Na flotação por ar disperso, a formação de bolhas de ar é feita por agitação do líquido, à pressão atmosférica, e os diâmetros das bolhas produzidas são relativamente grandes, cerca de 1.000 µm, quando comparados com o tamanho dos sólidos (MAIA & BEZERRA, 1981). Na flotação por ar dissolvido, as bolhas são produzidas pela supersaturação do líquido, com o ar, podendo ser efetuada a vácuo ou a pressão. No caso da floculação a vácuo por ar dissolvido, ou simplesmente flotação a vácuo, o líquido é saturado com ar, à pressão atmosférica e, em seguida, é aplicado vácuo ao líquido, quando são formadas as bolhas de ar. Na flotação por ar dissolvido por pressurização, ou simplesmente flotação por ar dissolvido (FAD), o ar é injetado na entrada de uma câmara de saturação, enquanto o líquido se encontra sob pressão. No interior dessa câmara ocorre a dissolução de ar na massa líquida pressurizada, sendo, em seguida, o líquido ÿ ÿ 2 exposto a condições atmosféricas. A redução brusca de pressão provoca o desprendimento do ar na forma de minúsculas bolhas, que aderem às partículas em suspensão, flutuando à superfície. VRABLIK (1953) mostrou que as bolhas liberadas após a pressurização (140 a 350 kPa), variam de tamanho, de 30 a 120 µm. A flotação por ar dissolvido (FAD) permite maior flexibilidade ao processo, porque pode utilizar uma faixa de pressão maior, possibilitando um controle mais eficiente da quantidade de ar desprendido que, aliado ao pequeno tamanho das bolhas, constitui a principal vantagem no tratamento de efluentes. 6.2.2 Flotação por Ar Dissolvido Os sistemas de FAD são utilizados de três formas, dependendo do método de pressurização empregado: pressurização total, parcial e com recirculação, como ilustra a Figura 6.1. ÿ ÿ 5 comentado, diminuir a densidade dos conjuntos "flocos + bolhas" em relação à densidade da água e, dessa forma, quanto maior o volume de bolhas ligadas aos flocos (ou sólidos), menor a densidade relativa e maior a velocidade ascendente dos conjuntos "flocos + bolhas". Outras funções secundárias das microbolhas, quando o processo FAD é empregado para tratamento de esgotos, são o aumento do nível de oxigênio dissolvido no esgoto tratado, além do arraste de parcela dos gases odoríferos para fora do efluente final. A título de ilustração da importância do tamanho das microbolhas atuantes no processo FAD, na Tabela 6.1 são mostrados valores de concentração de microbolhas (Nb, em no de bolhas por mL de suspensão no interior da zona de reação). Para o cálculo dessas grandezas, foi utilizada a modelação do processo de flotação proposto por REALI (1991 e 1994). Tabela 6.1 - Estimativa da concentração e da distância média entre as microbolhas de ar, presentes no início de uma unidade FAD, em função do diâmetro das microbolhas Diâmetro das microbolhas (mm) Concentração (Nb): no de bolhas por ml de suspensão Distância média (∆b) entre as microbolhas (mm) 0,01 18.000.000 0,04 0,03 670.000 0,12 0,05 150.000 0,20 0,07 50.000 0,28 0,10 18.000 0,40 Notas: Sistema FAD com as seguintes características: pressão de saturação de 450 kPa; 95% de eficiência no sistema de saturação; 15% de recirculação pressurizada; temperatura do líquido igual a 20 °C. Fonte: Cálculos efetuados com base no modelo proposto por REALI (1991) Com relação aos dados mostrados na Tabela 6.1, pode ser visto que, para a flotação por ar dissolvido, quanto menor o tamanho médio das microbolhas de ar geradas no interior do flotador, mais eficiente será o processo, pois maior será a probabilidade de colisão entre as bolhas de ar e os flocos em suspensão e maior também a chance de se ter uma ligação mais estável entre as microbolhas e os flocos. Esse último fato é devido à velocidade ascensional, que cresce diretamente com o quadrado do diâmetro das microbolhas. Assim, bolhas maiores tenderão a se desprender mais facilmente da superfície dos flocos, após a colisão, devido às suas maiores velocidades ascensionais. Além disso, segundo ETTELT (1964), bolhas de ar menores necessitam deslocar menos líquido da superfície dos sólidos (flocos) aos quais devam aderir, sendo, portanto, mais fácil sua aderência que a das bolhas maiores. Ademais, devido às menores velocidades ascensionais das bolhas menores, as mesmas apresentam maior tempo de permanência no interior do flotador, melhorando apreciavelmente a oportunidade de contato entre as bolhas e os flocos a serem removidos. A título de ilustração, pode ser destacado que, para uma bolha de ar com diâmetro igual a um décimo do diâmetro de outra bolha, eqüivaleria um tempo de detenção 100 vezes maior que o tempo de detenção relativo à bolha maior. Assim, evidencia-se a grande importância que os dispositivos de despressurização da recirculação apresentam em sistemas de FAD. Tais dispositivos são os maiores responsáveis pela definição da distribuição de tamanhos de microbolhas de ar a serem geradas na zona de reação dos flotadores. A Figura 6.3 ilustra a importância do dispositivos de despressurização da recirculação, para dois tipos diferentes de dispositivo de liberação da recirculação, um deles constituído de um bocal pantenteado pelo Water Research Centre (WRC), Inglaterra, e o outro constituído de uma simples válvula de agulha (ZABEL, 1982). ÿ ÿ 6 ÿ ÿ Figura 6.3 - Distribuição de tamanhos de bolhas produzidas por válvula de agulha e bocal tipo WRC. Fonte: ZABEL (1982) b) Coagulação e Floculação Para que a flotação de esgotos sanitários tenha sucesso, além da presença de microbolhas de ar com distribuição de tamanho adequada, é necessário que se promova a coagulação química e a floculação das partículas dispersas na água. Segundo ODEGAARD (1979), o processo de formação e separação dos flocos pode ser dividido em três etapas: coagulação/precipitação, floculação e separação (sedimentação, flotação ou filtração). Em todas as etapas há a formação de flocos, mas a formação inicial ocorre na primeira etapa. Após a coagulação, as partículas possuem tamanhos na faixa entre 0,5 µm e 5 µm e são denominadas partículas primárias. Na segunda etapa (floculação), as partículas primárias agregam-se em conseqüência das colisões promovidas, ocorrendo a formação de flocos maiores, na faixa entre 100 µm e 5000 µm. Na coagulação, o processo é consumado em questão de segundos e relaciona-se com a química do processo, enquanto na floculação e na separação dos flocos, etapas que demandam tempo superior a alguns minutos, prevalecem os aspectos físicos do processo. Quando sais de ferro, sais de alumínio ou cal são adicionados às águas residuárias, ocorrem pelo menos dois processos diferentes e de interesse ao tratamento: coagulação (ou desestabilização) das partículas (colóides) e precipitação de fosfato solúvel. O processo de coagulação é responsável pela separação das impurezas associadas a partículas, causando remoção de DBO no esgoto bruto entre 70% e 75% e remoção de sólidos suspensos entre 95% e 98% (ODEGAARD, 1979). Ainda segundo o referido autor, a maioria dos contaminantes presentes nas águas residuárias são constituídos por partículas sólidas ou estão associadas a elas. As partículas suspensas nas águas residuárias variam entre 0,005 µm e cerca de 100 µm. A dupla camada elétrica existente em sua superfície impede a ligação entre as partículas coloidais. A desestabilização química é conseguida através da adição de produtos químicos desestabilizantes (coagulantes), que aumentam a tendência de agregação ou fixação dos colóides. Os coagulantes mais comuns são sais de ferro ou de alumínio, cal e polímeros orgânicos sintéticos. ÿ ÿ ÿ 7 ÿ Mecanismos de coagulação Há quatro mecanismos diferentes de coagulação: compressão da camada difusa; adsorção e neutralização de cargas; varredura; adsorção e formação de pontes. Segundo ODEGAARD (1979), todos esses mecanismos, com exceção do primeiro, podem ocorrer no tratamento de águas residuárias. Adsorção e neutralização de cargas: As macromoléculas naturais ou sintéticas (polieletrólitos) apresentam uma forte tendência de agregação nas interfaces. O sais de Fe3+ e Al3+ utilizados como coagulantes, são considerados polieletrólitos, porque formam elementos hidrolisados polinucleares, Meq(OH)n z+, que são prontamente adsorvidos na interface partícula-água. Quando uma quantidade de sais de Fe3+ ou de Al3+ é adicionada à água residuária e esta quantidade é suficiente para exceder a solubilidade máxima do hidróxido do metal correspondente, uma série de reações hidrolíticas ocorrem, originando, desde a produção de Al(OH)2+ ou de Fe(OH)2 +, por exemplo, até a formação de precipitados de hidróxidos de metais. Nas águas residuárias, dosagens de Fe3+ ou de Al3+, suficientes para exceder a solubilidade máxima do hidróxido de metal, são sempre empregadas. Por essa razão, é plausível considerar que a desestabilização dos colóides neste sistema é proporcionada pelos complexos de Fe3+ ou de Al3+, que são cineticamente intermediários na eventual precipitação do hidróxido de metal. A quantidade de polímero adsorvido e, conseqüentemente, a dosagem de coagulante necessária para proporcionar a desestabilização dos colóides, dependem da quantidade de colóides presentes. Há, então, uma dependência “estequiométrica” entre a dosagem de coagulante e a concentração de colóides. Essas interações químicas específicas contribuem significativamente para a adsorção, e a desestabilização coloidal é facilmente constatada a partir da verificação de que esses coagulantes, em dosagem adequada, podem causar a reversão das cargas coloidais (ODEGAARD, 1979). Varredura: Quando um sal de metal, tal como sulfato de alumínio ou cloreto férrico, ou um óxido (CaO), ou um hidróxido de metal, tal como Ca(OH)2, são empregados como coagulantes, em concentrações suficientemente altas para causar a rápida precipitação de um hidróxido de metal, Al(OH)3 e Fe(OH)3, por exemplo, ou de um carbonato de metal, CaCO3, as partículas coloidais são envolvidas pelos precipitados e, como este mecanismo não depende da neutralização de cargas dos colóides, a dosagem ótima de coagulante pode não corresponder à concentração de colóides a ser removida (ODEGAARD, 1979). Adsorção e formação de pontes: Há uma grande variedade de compostos orgânicos sintéticos e naturais caracterizados por grandes cadeias moleculares, que possuem propriedade de apresentar sítios ionizáveis ao longo da cadeia e de atuar como coagulantes. Os polímeros podem ser: • catiônicos: possuem sítios ionizáveis positivos; • aniônicos: possuem sítios ionizáveis negativos; • não iônicos: não possuem sítios ionizáveis; • anfolíticos: possuem sítios ionizáveis positivos e negativos. Os polímeros catiônicos tendem a atuar na neutralização das cargas negativas dos colóides das águas residuárias e, geralmente, têm peso molecular da ordem de 105. Os polímeros não iônicos e aniônicos atuam na formação de pontes partícula-polímero-partícula e requerem peso molecular maior que 106 para serem efetivos (ODEGAARD, 1979). Produtos químicos empregados ÿ ÿ 10 Os experimentos realizados pelo autor visavam testar a possibilidade de instalação de um sistema de flotação por ar dissolvido para tratamento da vazão excedente, enquanto o sistema existente não fosse ampliado. Após a ampliação, o sistema de FAD poderia ser utilizado no tratamento físico-químico terciário, como polimento final. Além disso, o sistema de FAD poderia atuar como tratamento convencional, em caso de vazão afluente extremamente elevada e não suportada pela ETEB-Sul. As características do esgoto, após sedimentação primária, mantiveram-se praticamente constantes ao longo dos ensaios: DQO de 300 mg/L, sólidos suspensos totais de 150 mg/L, fosfato total igual a 3,0 mg/L e pH ao redor de 6,5. Os experimentos foram realizados em unidade piloto de flotação com seção circular. A introdução do coagulante, sua mistura com o esgoto (coagulação) e a floculação eram realizadas “in-line”, na tubulação de acesso à câmara de flotação. O autor testou três produtos químicos diferentes para o tratamento químico: cloreto férrico, sulfato de alumínio e cal hidratada. O sulfato de alumínio foi escolhido após análise do custo do produto químico e da qualidade do lodo gerado. Durante os ensaios, com o efluente do decantador primário e após adição de 80 mg/L de sulfato de alumínio, o sistema de FAD removeu 97% de sólidos suspensos totais, 84% de DQO e 92% de fosfato total. Verificou-se, também, que o tempo de detenção de 30 s no interior da tubulação, durante a mistura rápida, proporcionou floculação suficiente para garantir a eficiência da flotação. Nenhuma alteração na eficiência da flotação foi observada com a variação da pressão no interior da câmara de saturação (entre 345 e 896 kPa), desde que a fração de recirculação fosse devidamente alterada, de forma a manter a relação ar/sólidos ao redor de 0,12 na câmara de flotação. O teor de sólidos do lodo flotado obtido nos ensaios chegou a 8,3%. O espessamento do lodo flotado foi realizado em filtro-prensa em escala piloto, com três diferentes formas de condicionamento: com cal, com polímero aniônico e sem condicionamento algum. Após condicionamento com cal, o teor de sólidos do lodo espessado atingiu 40%. Com polímero aniônico, o teor de sólidos alcançou 22%, enquanto, sem condicionamento algum, o teor de sólidos obtido foi igual a 17%. d) Fósforo no Esgoto Sanitário ESTEVES apud PENETRA (1998) comenta que a importância do fósforo nos sistemas biológicos deve-se à sua participação em processos fundamentais do metabolismo dos seres vivos, tais como: armazenamento de energia (forma uma fração essencial da molécula de ATP) e estruturação da membrana celular (através de fosfolipídeos). O fósforo é o principal fator limitante da produtividade da maioria das águas continentais e tem sido apontado como o principal responsável pela eutrofização artificial destes ecossistemas. Todo fósforo presente em águas naturais, seja na forma iônica, seja na forma complexada, encontra-se sob a forma de fosfato. Atualmente, a maioria dos pesquisadores tem empregado uma classificação sumária, que agrega as várias formas em apenas cinco: fosfato particulado (P-particulado), fosfato orgânico dissolvido (P-orgânico dissolvido), fosfato inorgânico dissolvido ou ortofosfato ou fosfato reativo (P-orto), fosfato total dissolvido (P-total dissolvido) e fosfato total (P-total). Dentre as formas de fosfato, o P-orto assume maior relevância, por ser a principal forma assimilada pelos vegetais aquáticos, e pode ser encontrado sob diferentes espécies iônicas, em função do pH do meio. Ainda segundo o autor, o fosfato presente em ecossistemas aquáticos continentais tem origem em fontes naturais (rochas de bacias de drenagem, material particulado presente na atmosfera e fosfato, resultante da decomposição de organismos de origem alóctone) e artificiais (esgotos ÿ ÿ 11 domésticos e industriais, fertilizantes agrícolas e material particulado de origem industrial, presente na atmosfera). A disponibilidade de nitrogênio e fósforo nas águas superficiais tende a causar um crescimento excessivo da vida aquática, que utiliza esses elementos para sua síntese celular (notadamente os organismos autotróficos, como algas). Desta forma, pode ocorrer um desenvolvimento explosivo de biomassa (autotrófica) nas águas, quando nitrogênio e fósforo estão disponíveis em abundância. Esta biomassa pode produzir oxigênio dissolvido (OD), durante o dia, pela fotossíntese, mas à noite haverá consumo de oxigênio e a concentração de OD pode atingir níveis baixos demais para sustentar a vida de outros (macro)organismos. Essa deterioração da qualidade da água é denominada eutrofização (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994). NESBITT (1969) faz o seguinte comentário: “O carbono, o nitrogênio e o fósforo são elementos nutricionais necessários para a produção de algas e plantas verdes. Já que o carbono está prontamente disponível na maioria das águas como bicarbonato e o nitrogênio pode ser assimilado da atmosfera por algumas plantas aquáticas (além de ser de difícil remoção das águas residuárias), o fósforo tem sido escolhido por muitos pesquisadores como um nutriente a ser controlado. Recentemente, entretanto, alguma atenção está sendo dada ao controle de nitrogênio”. O autor ressalta que, em 1967, 85% do fósforo afluente ao Lago Erie era proveniente de águas residuárias municipais. O “bloom” de algas, decorrente do processo de eutrofização, tende a ocorrer quando a concentração de nitrogênio e fósforo inorgânicos excede, respectivamente, 0,3 mg/L e 0,01 mg/L (SAWYER apud METCALF & EDDY, 1991). O fósforo presente nos esgotos sanitários é oriundo das seguintes fontes: de águas pluviais carreadoras de resíduos urbanos; de resíduos humanos; de usos comerciais e industriais; de detergentes sintéticos e produtos de limpeza doméstica (JENKINS & HERMANOWICZ, 1991). Os esgotos sanitários geralmente apresentam entre 4 e 15 mg/L de fósforo (METCALF & EDDY, 1991). YEOMAN et al. (1993) relatam que o interesse pelo fósforo tem aumentado nos últimos anos, devido ao aumento da eutrofização das águas. Uma das soluções é o tratamento químico, visando especificamente a remoção de fósforo nos pontos de origem, reduzindo sua carga de lançamento nos corpos d’água. Excelentes remoções de fósforo podem ser conseguidas utilizando coagulantes comuns, tais como o sulfato de alumínio e o cloreto férrico, apesar das alterações na qualidade e na quantidade do lodo produzido. A química da remoção de fósforo A remoção do fosfato das águas residuárias envolve a incorporação do fosfato em uma forma particulada (sólidos suspensos) e, na seqüência, a remoção dos sólidos suspensos. Os tipos de sólidos suspensos nos quais os fosfatos podem ser incorporados são biológicos (microrganismos) ou químicos (fosfatos de metal precipitados pouco solúveis). A precipitação química do fosfato é necessária quando os limites de emissão de fósforo são menores do que aqueles alcançados pelo tratamento biológico. A precipitação do fosfato é conseguida pela adição de um metal, o que acarreta a formação dos fosfatos precipitados pouco solúveis. Este metal pode ser o cálcio (Ca2+), o ferro (Fe2+ ou Fe3+) ou o alumínio (Al3+). Os sais normalmente empregados são a cal (Ca(OH)2), o sulfato de alumínio (Al2(SO4)3.18H2O), o aluminato de sódio (NaAlO2), o cloreto férrico (FeCl3), o sulfato férrico (Fe2(SO4)3), o sulfato ferroso (FeSO4) e o cloreto ferroso (FeCl2). O conhecimento da natureza dos fosfatos formados pela adição destes precipitantes às águas residuárias, de sua solubilidade e de suas variações de solubilidade, de acordo com as condições da solução, é essencial para a previsão e o controle dos resultados da remoção química de ÿ ÿ 12 fosfato. Uma lista de alguns sólidos que podem ser formados é apresentada na Tabela 6.2. É importante ressaltar que outros sólidos que não contenham fosfato também podem ser formados. Durante sua formação, estes sólidos consomem uma parcela dos precipitantes e há produção adicional de lodo. (JENKINS & HERMANOWICZ, 1991). Os fatores que afetam a escolha de determinado produto químico, visando remoção de fósforo são (METCALF & EDDY, 1991): ÿ concentração de fósforo afluente; ÿ concentração de sólidos suspensos nos esgotos; ÿ alcalinidade; ÿ custos do produto químico (inclusive transporte); ÿ fornecimento garantido do produto; ÿ unidades para manipulação do lodo; ÿ meios adequados para disposição final; ÿ compatibilidade com outros processos. Tabela 6.2 – Precipitados formados durante a precipitação química do fosfato. Metal Precipitado pH Comentário Ca2+ Vários fosfatos de cálcio, ex.: Fosfato de β-tricálcio: Ca3(PO4)2 (s) Hidroxiapatita: Ca5(OH)(PO4)3 (s) Fosfato de dicálcio: CaHPO4 (s) Carbonato de cálcio: CaCO3 ≥ 10 ≤ 9,5 Produz as menores concentrações residuais de P. A alcalinidade da água determina a dosagem por causa da formação de CaCO3. P residual entre 1 e 2 mg/L. Fe2+ Fosfato ferroso: Fe3(PO4) (s) Fosfato férrico: Fex(OH)y(PO4)3 (s) Hidróxido ferroso: Fe(OH)2 (s) Hidróxido férrico: Fe(OH)3 (s) 6 a 8,5 Há alguma oxidação de Fe2+ a Fe3+. Fe3+ Fosfato férrico: Fex(OH)y(PO4)z (s) Hidróxido férrico: Fe(OH)3 (s) 6 a 8,5 Al3+ Fosfato de alumínio: Alx(OH)y(PO4)3 (s) Hidróxido de alumínio: Al(OH)3 (s) 6 a 8,5 Fonte: JENKINS & HERMANOWICZ (1991) e DROSTE (1997). ÿ ÿ 15 PENETRA (1998), ao estudar a remoção de fosfato de efluentes de reatores anaeróbios através da coagulação química com cloreto férrico e posterior separação dos flocos pelo uso da flotação por ar dissolvido, observou comportamento da remoção de fosfato bastante semelhante àquele divulgado por JENKINS; HERMANOWICZ (1991), conforme observado na Figura 6.7. O autor também constatou que dosagens acima de 65 mg/L de cloreto férrico (22,4 mg Fe/L) resultaram em remoção de pequenas frações adicionais de fosfato total (Figura 6.7). 6.3 A FLOTAÇÃO COMO PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES ANAERÓBIOS 6.2.3 Experiência da SANEPAR Devido as características favoráveis à coagulação química que os efluentes anaeróbios apresentam, JÜRGENSEN & RICHTER (1994) estudaram a flotação como pós-tratamento de efluentes anaeróbios de reatores tipo UASB. Essas características incluem concentração de sólidos totais suficientemente baixa, pH entre 6,5 e 7,5 e alcalinidade suficiente para as reações com coagulantes metálicos (sulfato de alumínio, cloreto férrico etc). 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 Dosagem de Fe (mg Fe/L) fo sf at o to ta lr e si d ua l( m g /L ) 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 F ra çã o re m an e sc e nt e d e fo sf at o to ta l 10,3 mg Fe/L 15,5 mg Fe/L 22,4 mg Fe/L 31,0 mg Fe/L 37,9 mg Fe/L Figura 6.7. Comportamento característico da concentração de fosfato total residual, em função da dosagem de Fe, observado em ensaios de flotação de efluentes anaeróbios. Fonte: Adaptado de PENETRA (1998) O coagulante é aplicado ao efluente do reator anaeróbio, em uma câmara de mistura mecânica ou hidráulica, que proporciona condições adequadas, ou seja, gradiente de velocidade G>700s-1 e tempo de mistura θh<5s, no caso de coagulantes metálicos hidrolisáveis. A seguir, passa aos floculadores, os quais devem ser dimensionados com flexibilidade suficiente em termos de gradientes de velocidade e tempo de floculação, tendo em vista o valor do binário Gθh, que otimiza a floculação, e a larga faixa de variação de vazão, com que normalmente operam as estações de tratamento de esgotos (variações horárias, diárias e sazonais). O efluente anaeróbio floculado, ao entrar no tanque de flotação, é misturada com água clarificada, tomada do efluente do flotador e supersaturado de ar a uma pressão de 4 a 6 bar. A ÿ ÿ 16 liberação desse efluente à pressão atmosférica (ou próxima dessa), libera o ar em forma de microbolhas com tamanho entre 30 a 70 µm, as quais aderem ao flocos, tomando sua densidade menor que a água, o que os faz flutuar (flotar) a uma velocidade bastante elevada. Isso torna a eficiência da flotação geralmente superior a da decantação, produzindo um efluente clarificado de elevada qualidade, a um menor custo. Por outro lado, o oxigênio aplicado, através do ar dissolvido na flotação, completa a estabilização da matéria orgânica e reduz ainda mais a concentração de fósforo, e outros nutrientes biológicos, produzindo um efluente de alta qualidade (ver Figura 6.8). Figura 6.8: ETE Piloto da Cidade de Ponta Grossa – PR; Fluxograma do Sistema de Floculação/Flotação Fonte: JÜRGENSEN e RICHTER (1994) Outras características do sistema, reveladas por JÜRGENSEN & RICHTER (1994) podem ser destacadas como: • baixo custo de investimento: US$ 15 a 20 por habitante; • solução vantajosa para médias e grandes capacidades, recomendável especialmente para áreas habitadas dos mananciais da Região Metropolitana de Curitiba, Londrina etc; o tratamento pode ser complementado com uma filtração rápida, elevando o nível de tratamento a um grau que possibilita o reuso do efluente; • a desinfecção final pode ser feita de maneira eficiente e segura (não-formação de trihalometanos) com o emprego de cloro (baixo custo) e garantia total de eliminação do perigo da cólera; • o lodo flotado contém um mínimo de umidade, podendo ser facilmente condicionado em filtros-prensa, leitos de secagem, ou mesmo depositado em aterro sanitário ou controlado. No caso de uso de polímetro natural como coagulante primário, o lodo poderá ser usado com vantagem como um fertilizante orgânico eficiente e seguro. Durante o ano de 1992, a SANEPAR realizou testes laboratoriais na ETE Ronda, na Cidade de Ponta Grossa – PR , com aplicação do processo de coagulação-floculação e flotação, no efluente do reator anaeróbio. Obteve-se os seguintes resultados: turbidez do efluente inferior a 1 UNT; demanda química de oxigênio inferior a 14mg/L, atingindo em algumas amostras 2 mg/L, resultando eficiências superiores a 90% em termos de remoção de DQO e SST (JÜRGENSEN & RICHTER, 1994). Em 1995, foi realizado um monitoramento mais intenso da instalação piloto, operando com esgoto anaeróbio. O efluente do flotador apresentou valores de 37 ± 17 ÿ ÿ 17 mg/L, 9 ± 4 mg/L e 4,4 UNT, respectivamente, para DQO, DBO e turbidez. A remoção de fosfato foi calculada em 97,5%, para um afluente de 2,85 ± 1,39 mg/L e efluente final de 0,07 ± 0,06 mg/L. Após o desenvolvimento dos trabalhos junto a ETE Ronda, a SANEPAR projetou, em 1996, a ETE Cambuí (ver fotografias da Figura 6.9), instalação para uma vazão de 360 m³/h, cujo início de operação deu-se em abril de 1998. Monitoramento conduzido pela PUCPR no âmbito do PROSAB, revelou para o efluente do flotador valores de 71 ± 12 mg/L, 5 ± 2 mg/L, 30 ± 1 mg/L e 4,1 ± 2,7 UNT medidos, respectivamente, como DQO, DBO, SST e turbidez (AISSE et al., 2001). Figura 6.9 – Vista da unidade de flotação da ETE Cambuí (Campo Largo/PR) 6.3.2 Experiência da EESC/USP A Escola de Engenharia de São Carlos – EESC/USP desenvolveu vários estudos referentes à flotação de efluentes anaeróbios, em escala de laboratório. CAMPOS et al. (1996) realizaram estudos preliminares em escala de laboratório, com vistas à avaliação da potencialidade do emprego de pós-tratamento por coagulação/ floculação/flotação de efluente de reator anaeróbio tratando esgotos sanitários, visando remoção adicional de DQO, DBO, fósforo, nitrogênio, sólidos suspensos e coliformes. O efluente anaeróbio era proveniente de um reator anaeróbio compartimentado, de volume igual a 11 m3 e 12 h de tempo de detenção hidráulica, construído na Escola de Engenharia de São Carlos-USP. Os produtos químicos empregados para a coagulação foram o cloreto férrico, o sulfato de alumínio e a cal hidratada. Durante todos os ensaios, foram mantidos fixos os seguintes parâmetros: mistura rápida: 30 s e gradiente médio de velocidade em torno de 600 s-1; floculação: 20 min e gradiente médio de velocidade em torno de 40 s-1; flotação: amostras coletadas com taxa de escoamento superficial (qA) equivalente a 70 m 3/m2/dia, fração de recirculação de 20% (em volume) e pressão de saturação de 450 kPa (22ºC). Os resultados obtidos por CAMPOS et al. (1996), a partir do sistema composto por reator anaeróbio de chicanas (11 m3), flotação por ar dissolvido (escala de laboratório) e desinfecção por radiação ultravioleta (escala piloto), indicaram potencialidade de remoção de DBO superior a 85% e de coliformes fecais superior a 99,999%. Os melhores resultados quanto à remoção de SSV, fósforo, DQO, DBO e turbidez foram obtidos com a aplicação de cal. Entretanto, o uso da ÿ ÿ 20 Durante os ensaios de floculação/flotação foram mantidos fixos a dosagem de cloreto férrico (65 mg/L), mistura rápida com tempo de 30 s e G de 1100 s-1 ,e floculação com tempo de 15 min e G de 80 s-1. A fração de recirculação foi variada de 5 a 30%, em volume, e a velocidade de flotação entre 5 e 25 cm/min. Como conclusão, a fração de recirculação de 20% (16 a 19 g ar/m3), proporcionou grande estabilidade ao processo e forneceu excelentes resultados quanto à remoção de DQO (85%), de fosfato total (95,4%) e de SST (95,1%). Considerando-se a eficiência global do sistema UASB e flotação, obteve-se até 97% de remoção de DQO (concentração do efluente na faixa de 20 a 30mg/L), até 98% de fosfato total (concentração na faixa de 0,5 a 0,6 mg/L) e até 99% de SST (concentração em torno de 2 mg/L). Quanto aos parâmetros NTK e sulfetos, foram determinados apenas para a amostra obtida no ensaio, que forneceu a maior remoção de DQO (recirculação de 20%), sendo observadas eficiências de 24,3% (residual de 25,8 mg/L) e 51,9% (residual de 0,52 mg/L), respectivamente. REALI et al. (2000) estudaram o uso de polímero e cloreto férrico na coagulação e flotação de efluente anaeróbio, proveniente de reator de leito expandido, com 14,9 m de altura útil, volume de 32 m³, tratando esgoto da cidade de São Carlos - SP. O reator anaeróbio possuía 6 m³ de carvão ativado, para permitir o desenvolvimento da biomassa, e o equipamento de flotação utilizado era em escala de laboratório. A grande aglomeração de microbolhas (50 µm de diâmetro), na zona de reação, criou condições satisfatórias para a colisão e fixação destas na superfície dos flocos formados durante a coagulação prévia. Mesmo sem a adição de coagulantes, com velocidade de flotação de 10 cm/min., considerável remoção de pequenos flocos biológicos foi observada, 60% de DQO (residual de 94,5 mg/L), 50% de fosfato e turbidez residual de 20 UNT. As condições de floculação foram mantidas constantes em 20 min, e Gf de 80 s -1, 19 g ar/m³esg., fração de recirculação de 20% e pressão de saturação de 450 kPa, na etapa de flotação. Para investigar a combinação de cloreto férrico (dosagem de 15 a 65 mg/L) e polímeros (0,25 a 7 mg/L), 26 tipos de polímeros com diferentes características de carga (catiônico, aniônico e não- iônico), densidade de carga (alta, média e baixa) e massa molecular, foram observadas. Os resultados indicaram que, independente da categoria, os polímeros com alta massa molecular e densidade de carga produziram melhores resultados. Geralmente, o polímero catiônico e o não- iônico, com as características anteriormente citadas, apresentaram os melhores resultados. Segundo os autores, os polímeros foram investigados buscando as reduções do uso de coagulante e da produção de lodo. Quando o reator anaeróbio operou em condição de regime permanente aparente, foi possível reduzir a dosagem de cloreto férrico de 65 a 30 mg/L, aplicando 0,4 mg/L de polímero não-iônico. As análises revelaram reduções de 79% para a DQO (residual 23 mg/L), 86% para o fosfato (residual 0,9 mg/L) e 98% de turbidez (residual de 2,6 UNT). Foi observado também que os flocos tiveram taxas de ascensão significativamente maiores que as obtidas sem o uso dos polímeros, com velocidades de floculação ensaiadas entre 5 e 25 cm/min. Em etapa subsequente de desenvolvimento dessa mesma linha de pesquisa, REALI et al. (2001) investigaram uma unidade FAD em escala real (com capacidade de 10m3/h), aplicada no pós- tratamento do efluente do mesmo reator anaeróbio de leito expandido (tratando esgoto sanitário) descrito nos parágrafos anteriores. Foram obtidas as seguintes eficiências médias de remoção: 89% de DQO (residual de 68mg/L), 96% de sólidos suspensos (residual de 5mg/L) e 89% de remoção de fósforo (residual de 2mg/L). Durante os ensaios foi aplicada dosagem de 65 mg/L de ÿ ÿ 21 cloreto férrico. As fotografias da Figura 6.11 mostram as vistas lateral e frontal da unidade de flotação por ar dissolvido utilizada na pesquisa. Figura 6.11- Sistema de flotação por ar dissolvido com capacidade de 10 m3/h, implantado no Campus-USP de São Carlos, pelo Departamento de Hidráulica e Saneamento, para o pós- tratamento do efluente de reator anaeróbio de leito expandido, tratando esgoto sanitário. 6.3.3 Experiência da CAESB PINTO FILHO & BRANDÃO (2000) também estudaram, em Brasília - DF, o uso da flotação por ar dissolvido como pós-tratamento de efluentes anaeróbios de reatores tipo UASB. Os trabalhos foram estimulados pelo fato da CAESB já utilizar a FAD no pós-tratamento dos efluentes secundários das ETEs Sul e Norte (processos aeróbios). Utilizou-se uma unidade de flotação, em escala de laboratório, similar à citada por REALI et al (1991). No entanto, o coagulante foi o sulfato de alumínio, com melhores resultados na faixa de dosagem de 160 a 240 mg/L. O aumento do tempo de floculação de 2,5 a 10 min elevou o desempenho da FAD. Contudo, na medida em que o tempo evoluiu para 15 minutos, os flocos visualmente começaram a ficar mais pesados, causando redução na eficiência. Em todos os experimentos, foram mantidos constantes tempo de mistura rápida de 1 minuto, Gm ao redor de 1000 s -1, Gf de 100 s -1 e pressão de saturação de 500 kPa. A taxa de aplicação na flotação, que revelou melhores resultados, foi de 8,1 m³/m².dia. Ao ser duplicada para 16,2, apresentou notável redução da eficiência. Segundo os autores, a redução na eficiência pode estar associada às características dos sólidos em suspensão presentes nos efluentes do UASB, compostos de grânulos de lodo anaeróbio, de consistência densa, de separação mais difícil por flotação. O emprego de elevadas dosagens de coagulante, adicionando mais massa ao sistema, pode ter sido outro fator prejudicial à FAD, quando operada com taxas de aplicação superiores às utilizadas nas unidades em escala real. O emprego de taxa de recirculação de 5% revelou-se inadequada ao processo, diante do fornecimento insuficiente de ar para uma flotação eficiente. Taxas de recirculação na faixa de 10% a 20% revelaram-se adequadas, fornecendo dosagens aproximadas de ar de 7 mg/L e 14 mg/L, respectivamente, calculadas de acordo com valores de dissolução de ar citados por REES et al. A FAD, em condições operacionais adequadas, alcançou elevada eficiência, com remoções de 79% para turbidez, 73% para DQO, 74% de turbidez para SST e 99% para PO4 (filtrado), produzindo um efluente com 7 UNT de turbidez, 77 mg/L de DQO, 16 mg/L de SST e 0,25 mg/L de PO4 filtrado. ÿ ÿ 22 6.4 CRITÉRIOS E PARÂMETROS DE PROJETO 6.4.1 Coagulação e Floculação A operação de dispersar mais rapidamente e homogeneamente o coagulante no meio líquido é denominada comumente de mistura rápida e pode ser efetuada através de agitação hidráulica ou mecânica. No primeiro caso pode-se utilizar a calha Parshall e no segundo um reator, dimensionados com tempo de detenção hidráulica (θh) menor que 30 segundos e gradiente de velocidade (Gm), variando entre 700 e 1500 s -1. Após a mistura rápida é necessário que haja condições para o desenvolvimento e compactação dos flocos. É conveniente que se faça a floculação escalonada com valores decrescentes de Gf, em três câmaras em série por exemplo, a fim de aumentar o rendimento do processo. Entre os valores mais usuais, citam-se Gf entre 10 e 100 s-1 e θh de 10 a 30 minutos. Caso seja adotada a floculação mecanizada, a potência requerida para as turbinas de floculação pode ser calculada como: P = µ . V. Gf² (6.14) na qual: P = potência (kgf.m/s); µ= viscosidade cinemática do esgoto (kgf.s/m²); V = volume do reator (m³); Gf = gradiente de velocidade no floculador (s -1). A Figura 6.12 ilustra alguns tipos de reatores mecanizados para promover a mistura e a floculação. ÿ ÿ 25 Cada flotador deve contar com um tubo distribuidor e saídas laterais, tendo a função de tornar mais uniforme o fluxo de água floculada na superfície do flotador. Os bocais laterais de distribuição estarão 20 cm abaixo do NA, produzindo um fluxo com velocidade inferior a 25 cm/s. Distribuição de água saturada A água saturada (água e ar) será aplicada logo abaixo dos distribuidores de água floculada, através de tubulações perfuradas, em PVC branco roscável, aço inox, ou outro material apropriado. A configuração deverá permitir que a água saturada chegue aos orifícios com uma pressão aproximada de 4 kg/m², pressão média ideal antes da descompressão para a formação de microbolhas. Formar-se-à assim um “colchão” ascendente de microbolhas abaixo dos distribuidores de água floculada, as quais vão aderir aos flocos afluentes, diminuindo sua densidade e forçando a sua ascensão. Remoção de lodo flotado O lodo flotado geralmente é arrastado para um canal coletor, por meio de um raspador superficial mecanizado. O raspador superficial deve conduzir o lodo para a entrada do flotador, sendo que o canal deverá ter uma inclinação superior a 3%. Remoção do lodo sedimentado Em sistemas de flotação é muito comum que uma parcela dos sólidos em suspensão, em geral pequena, acabe sendo removida do líquido por sedimentação. Para a remoção desses sólidos sedimentados, os tanques de flotação terão, ao fundo, canais trapezoidais longitudinais, com inclinação das paredes de 1:1 e largura ao fundo de 0,60 m, resultando em profundidade de canal de 0,325 m. Cada canal terá um tubo de 150 mm, com orifícios ao longo de seu comprimento, dentro do tanque de flotação. Os tubos dos canais, ao saírem, se unirão e irão ao tanque de recolhimento do lodo flotado. Com manobras de válvulas, se fará a descarga de lodo sedimentado para o mesmo tanque de lodo flotado. Deve-se, ainda, prever a possibilidade de drenagem do tanque, para eventual esvaziamento, podendo-se utilizar bombas submersíveis ou por descargas de fundo. No caso de interferência do NA do lençol freático, deve-se possibilitar algum meio de alívio da sub-pressão, quando o tanque estiver vazio. 6.5.3 Tratamento e destino final do lodo gerado O lodo produzido, tanto no reator UASB, quanto no flotador, deverá ser encaminhado ao processo de desidratação (desaguamento) e posterior destino final. AISSE et al. (1999) e REALI et al. (1999), no âmbito do PROSAB, elaboraram documentação orientativa quanto ao assunto, inclusive sugerindo a reciclagem agrícola. Esta última deve estar condicionada a regras que definam as exigências de qualidade do material a ser reciclado e aos cuidados exigidos para estabilização, desinfecção e normas de utilização, que incluam as restrições de uso. 6.2.4 Outros aspectos relevantes A ETE com flotação exige funcionários com melhor qualificação do que normalmente exigido em instalações com o reator UASB. As habilidades deverão ser múltiplas, desde as tarefas rotineiras (limpeza de grade, descarte de lodo do Reator UASB etc.), até a operação dos vários equipamentos eletromecânicos e a condução adequada do tratamento físico-químico (Flotatest, dosagem e manuseio de produtos químicos). ÿ ÿ 26 Utiliza-se equipamento de Flotatest, conforme mostrado anteriormente na Figura 6.10, para a determinação das dosagens ótimas dos coagulantes a serem empregados. Para tanto, é necessário um sistema motor-redutor, destinado à variação da rotação dos agitadores. Esses equipamentos devem vir acompanhados de uma curva característica de gradientes em função das rotações por minuto. O aparelho é dotado ainda de dispositivo para introdução dos produtos químicos e outro para a retirada de amostras, em cada jarro (REALI, 1991). Encerrada a etapa da floculação, procede-se a flotação por ar dissolvido. Assim, retira-se uma alíquota do conteúdo de cada frasco, equivalente a relação Qr/Q (%) e introduz-se água saturada de ar, proveniente de um tanque de saturação (ar/água), à semelhança do apresentado na Figura 6.10, até se completar novamente o volume de líquido inicial. A coluna de flotação que produzir melhor qualidade de água, quer pela porcentagem de turbidez remanescente, quer pelo valor de turbidez final, determinará a dosagem ótima de coagulante. F ig ur a 6. 13 – E T E C am bu í: F lu xo gr am a do P ro ce ss o de F lo cu la çã o e F lo ta çã o F on te :J Ü R G E N S E N (1 99 9) ÿ ÿ 29 Coagulação/Mistura Rápida e Floculação Será utilizada uma linha de mistura rápida/coagulação, seguida de floculação, com capacidade para 36 L/s de vazão máxima. a) Mistura rápida: ÿ Será utilizado um tanque com tempo de detenção de cerca de 5 s, para a vazão máxima de 36 L/s, resultando em um volume útil de 0,25 m3, com as dimensões de 0,6 m x 0,6 m x hu = 0,7 m. ÿ Será utilizado um misturador rápido, tipo turbina axial, com motor de 0,75 cv. O coagulante será aplicado na entrada desta câmara, a partir de bombas dosadoras. b) Floculação: ÿ Serão utilizados três tanques em série, com tempo de detenção de cerca de 15 minutos, para a vazão máxima, até 36 L/s por linha. ÿ Volume total de câmaras de floculação: VT,floc = 36 m 3 ÿ Volume por câmara de floculação: VC,flc = 12 m 3 ÿ Dimensões dos compartimentos de floculação: 2,3 m x 2,3 m x hu = 2,3 m (borda livre = 0,6 m) ÿ Potência requerida para as turbinas de floculação (de acordo com a Equação 6.14) P = µ . V. Gf² = 1,029 x 10-4 (kgf x s/m2) x 12 (m3) x Gf2 (s-2) P = 0,00123 x Gf 2 (kgf x m /s), ou P = 0,00123 x 9,81 x Gf 2 (Watts) 3a. Câmara (Gf = 30 s -1): P = 11 Watts 2a. Câmara (Gf = 60 s -1): P = 44 Watts 1a. Câmara (Gf = 90 s -1): P = 98 Watts ÿ Serão utilizados, para a floculação, agitadores do tipo turbina axial, um por câmara, com motor de velocidade ajustável, com P = 0,5 cv, por agitador. Depósito e Dosagem de Coagulantes a) Consumo médio de FeCl3: ÿ Apoiado na dosagem de 67 mg/L, estimada anteriormente, o consumo médio de coagulante será: 0,067 kg/m3 x 1776 m3/dia = 119,0 kg/dia. b) Capacidade de Dosagem: ÿ A capacidade de dosagem, calculada para a vazão máxima, será: 0,075 kg/m3 x 130 m3/h = 9,8 kg FeCl3 /hora. c) Sistema de Dosagem: ÿ O FeCl3 será dosado diluído a 40 %, portanto, no máximo, a dosagem será de 9,8 / 0,4 = 24,5 kg /hora. Para a dosagem, serão utilizadas bombas dosadoras com capacidade de 3 a 30 L/hora. d) Armazenamento: ÿ Serão utilizados dois tanques de 1,18 m3 (para 1,65 toneladas) cada, com diâmetro de 1,0 m, altura útil de 1,5 m, e altura total de 2,0 m, de fibra de vidro, localizados próximo à entrada da ETE. O período de armazenamento será 28 dias. Depósito e Dosagem de Polieletrolito a) Necessidade de polieletrólito: ÿ ÿ 30 ÿ Uma melhor floculação, com melhor remoção de sólidos suspensos e de fósforo nos flotadores, pode ser conseguida pelo uso de polieletrólito, com dosagens na faixa de 0,4 a 1,0 mg/l de efluente. o projeto considerará a possível aplicação desses polieletrólitos e o sistema de dosagem de polieletrólito deverá ter capacidade de aplicar até 1,0 mg/l para a vazão máxima. As quantidades estimadas de polieletrólito serão: - para dosagem de 0,4 mg/L: 0,0004 kg/m3 x 1776 m3/dia = 0,71 kg/dia - para dosagem de 1,0 mg/L: 0,0010 kg/m3 x 1776 m3/dia = 1,78 kg/dia b) Aplicação de polieletrólito: ÿ O polieletrólito será dosado próximo à entrada da primeira câmara de floculação, de cada linha de coagulação/floculação, e aplicado diluído a 0,1%. A diluição do polímero para 0,1% e a aplicação dessa solução de polímero será através de uma unidade automatizada, sendo uma unidade para cada linha de coagulação/floculação. ÿ Vazão máxima afluente, por linha de coagulação/floculação: 36L/s (130 m3/hora) ÿ Para uma dosagem máxima de 1,0 mg/L, tem-se: 0,001 kg/m3 x 130 m3/h = 0,130 kg/h ÿ Para aproximadamente 28% de princípio ativo do polímero em emulsão, tem-se, para a vazão da emulsão: (130 m3/h) / 0,28 = 464 m3/h (0,46 L/h) ÿ Para solução de polímero diluída a 0,1%, a ser aplicada ao lodo, tem-se a seguinte vazão de solução para aplicação: (0,130 kg/h) / 0,001 = 130 kg/h = 130 L/h ÿ O equipamento a ser utilizado poderá ser Polyblend modelo PB 100-1 (Stranco) ou Polymaster modelo ET 100-1 (Komax) ou similar de outro fabricante. ÿ A pressão de água para alimentação da unidade diluidora/dosadora deverá estar na faixa de 20 a 70 mca. f) Sistema de flotação com recirculação Serão previstas duas linhas de sistema de flotação, composto de tanque de pressurização, bombas de recirculação/pressurização, compressor de ar e tanque de flotação. Concentrações de SS Afluente aos Flotadores As concentrações de SS afluentes aos flotadores, após a floculação, foram estimadas considerando: ÿ SS efluente dos reatores UASB: 80 mg/L. ÿ SS resultante da coagulação/floculação (lodo químico): Para efluente final com P ≤ 1,0 mg/L e fósforo disponível de 6,3 mg/L, o coagulante FeCl3.6H2O (270,5 g/Mol) reagirá com o fósforo, formando FePO4 (151 g/Mol), deixando um residual de pelo menos 0,3 mg/L de fósforo solúvel, reagindo, portanto, preferencialmente com 6,0 mg P/L. O excesso de coagulante reagirá formando Fe(OH)3 (107 g/Mol). Assim, tem-se: ÿ Dosagem de cloreto férrico comercial, com 90% de pureza de 67 mg/L, que representa 60 mg/L de FeCl3.6H2O, ou (60 x10 -3) / (270,5) = 0,222 x 10-3 Mol/L. ÿ Concentração de P de 6,0 mg/L para reagir com o coagulante, que representa (6,0 x 10-3) / (31) = 0,194 x 10-3 Mol/L. ÿ Tem-se, portanto, a formação de 0,194 Mol de FePO4/L, ou 0,194 x 151 = 29,3 mg SS/L, relativos ao FePO4 formado. ÿ Excesso de FeCl3.6H2O para formação de Fe(OH)3 = (0,222 – 0,194) x 10 -3 Mol/l ou 0,028 x 10-3 Mol/L de Fe(OH)3 produzido, ou 0,028 x 107 = 3 mg SS/L, relativos ao Fe(OH)3 formado. ÿ Total de lodo químico formado = 29 + 3 = 31 mg/L ÿ ÿ 31 ÿ Concentração de SS total afluente aos flotadores: SS = 80 + 31 = 111 mg/L Vazão de Recirculação para Geração de Água Saturada de Ar Parâmetros básicos utilizados para a flotação (de acordo com a Equação 6.16): ( ) a aarr X Pfs Q Q SA 1 / −×× ×= ρ ÿ A/S = 0,04 a 0,06 Kg ar/kg SS afluente ÿ sa = 16 mL/L para 28 0C ÿ P = 6 bar (escolhido) ÿ Xa = 111 mg/L ÿ f = para tanque de pressurização, com recheio de peças de plástico e esgoto, adotado, 0,6 (a favor da segurança) ÿ Qr / Q = (0,04 a 0,06) x 111 / [1,3 x 16 x (0,6 x 6 -1)] = 0,08 a 0,12 (8 a 12%) A prática e estudos piloto têm, todavia, mostrado que se deve trabalhar com relações de recirculação superiores a esse valor. Será adotada uma capacidade de recirculação de 3,5 L/s, por linha, que corresponde a uma recirculação de cerca de 19% da vazão máxima horária, utilizando- se bomba para 3,5 L/s (12,6 m3/hora), para pressão de 6 bar. Serão utilizados três conjuntos moto-bomba, sendo um para cada linha e um de reserva. As bombas de recirculação devem apresentar condições de operar com uma faixa razoável de vazão, de modo a se ter uma operação otimizada do sistema. Tanque de Pressurização Para Geração de Água Saturada de Ar Será utilizado um tanque por linha, recebendo uma vazão de recirculação de 3,5 L/s, trabalhando com: ÿ pressão no tanque : 5 a 6 bar ( pressão relativa); ÿ tempo de detenção: aproximadamente 3 minutos para 3,5 L/s; ÿ volume do tanque de pressurização: Vp = 0,7 m 3 (com recheio de anéis de PVC); ÿ dimensões do tanque: diâmetro = 1,0 m; altura cilíndrica = 1,1 m. Compressor de Ar Serão utilizados três compressores (um por linha e mais um de reserva). Cada compressor deverá ter capacidade para: ÿ Vazão de ar: A máxima quantidade de ar possível de incorporação na massa líquida, para a temperatura de 280C, é de 16 mL/L a 1bar, ou 16 x 6 = 96mL/L a 6 bar, para uma eficiência de 100% de dissolução no tanque de pressurização (f = 1), o que na prática não ocorre. Para a máxima dissolução de ar possível resultaria, portanto: ÿ Qmáx. ar = 0,016 x 6 x (3,5 x 60) = 20,2 litros de ar por minuto ÿ Pressão relativa do tanque de pressurização = 5 bar. Será utilizado 01 compressor de pistão para 20 L/min e 6 bar por linha. O fluxo de ar será determinado a partir de uma válvula controladora de nível, instalada no tanque de pressurização para saturação de ar. Tanques de Flotação ÿ Nº de linhas: um tanque por linha (total de dois tanques).