Audiencia Pública - deverá ser solicitada para apresntação de projeto- [Deliberação Normativa Nº 12 (1994)]

Estudo Preliminar.


ÁGUAS RESIDUÁRIAS
SISTEMA DE TRATAMENTO DE EFLUENTES INDUISTRIAIS
INDÚSTRIA: LATICÍNIOS
(Projeto específico)

Local: EAFI - Escola Agrotécnica Federal de Inconfidentes.
Município: Inconfidentes, MG
Coordenadas locais: (GPS).

Ref. – Contribuição ao EIA-RIMA local – para efeitos de licenciamento ambiental. Atribuições e análises consignadas segundo a Lei Nº 5.194 de 24 de dezembro de 1966 e Art. 28 do Decreto 23.569 de 11 de Dezembro de 1933. Registro Profissional – CREA-SP 31.018/D – Visto consignado no Estado de Minas Gerais Nº 18.726 em 23/08/2001.



Finalidade: subsídio escolar a modelo de aplicação em projeto de aplicação pedagógica e experimentalista (in:- projeto experimentalista para tratamento sistemas de tratamento de águas residuárias provenientes de indústria de Laticínios)
Aplicadora: Prof. Ana Cristina Ferreira Moreira. Tese pessoal. Doutorado (EAFI/FEAGRI/UNICAMP - 2007).

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....... (Estágio atual: rascunhos)

Parte primeira - Texto incical (Ana)

1 Introdução

Os efluentes de laticínios lançados nos cursos d’água provocam danos ambientais graves devido ao caráter extremamente orgânico destes resíduos. Para um laticínio se adequar aos padrões da legislação ambiental, faz-se necessário que algumas medidas sejam tomadas, como a redução dos efluentes líquidos industriais gerados no beneficiamento do leite e seus derivados, e o tratamento destes efluentes visando a redução do impacto ambiental provocado por este tipo de atividade industrial. A água de lavagem sozinha é responsável por sérios danos ambientais, ainda que haja o aproveitamento de todo o soro.

Segundo a Legislação de Minas Gerais, é necessário que ou efluente tratado atinja o padrão de lançamento (DBO de 60 mg L-1) ou que o sistema tenha eficiência de 85% na remoção de DBO e que o lançamento do efluente tratado não venha a alterar a classe de enquadramento nos cursos d’água. Nitrogênio e fósforo quando estão presentes em níveis elevados no efluente podem causar eutrofização do meio em que é lançado. E como estes nutrientes estão presentes nos resíduos de laticínios é importante avaliar os níveis destes nutrientes no efluente tratado.
A Escola Agrotécnica Federal de Inconfidentes (EAFI) possui uma usina piloto de laticínios, usada para desenvolvimento de projetos pedagógicos e produção de vários produtos lácteos destinados ao restaurante da Escola e à comercialização.

1.1 Justificativa

Minas Gerais é líder no segmento de laticínios no Brasil, responsável por 30% de toda produção nacional (INDI, 2002), e responde cerca de 50% do total de estabelecimentos instalados no país. Desses, 80% correspondem a micro e pequenas empresas que, na sua totalidade, não realizam qualquer tipo de tratamento de seus efluentes, devido principalmente aos escassos recursos financeiros e tecnológicos dessas empresas.

Esses efluentes lançados sem tratamentos adequados nos cursos d’água, provocam resultados desastrosos para o meio ambiente. Devido ao caráter extremamente orgânico desses resíduos, tornam-se altamente poluentes, em conseqüência do consumo do oxigênio dissolvido da água. A DBO de um litro de soro varia de 30.000 a 60.000 mg O2. Percebe-se, então, a necessidade de se dar um destino adequado aos efluentes oriundos desta atividade.

O tratamento dispensado às águas residuárias de indústrias de laticínios é, em sua grande maioria, do tipo biológico. Os processos aeróbios são os universalmente usados para o tratamento de despejos de laticínios, porém demandam grandes áreas para a sua instalação, nem sempre disponíveis. Existem vários métodos anaeróbios para o tratamento de águas residuárias, dentre os quais destaca-se o Reator Anaeróbio Compartimentado (RAC).
Em comparação com outros tipos de tratamentos, o processo anaeróbio responde satisfatoriamente bem às flutuações de carga, principalmente quando os reatores já se encontram operando em estado de equilíbrio dinâmico.

Vários estudos realizados indicam que o RAC é eficiente na remoção da DBO, contudo, é pouco eficiente na remoção de nitrogênio e fósforo devido às características do processo anaeróbio, portanto recomenda-se que o efluente tratado pelo RAC passe por um processo de polimento para se atingir os padrões adequados de lançamento e não produzir eutrofização do ambiente lótico em que será lançado.

No tratamento de polimento de efluente de RAC, a utilização de leitos cultivados por macrófitas é indicado, pois a vegetação utiliza os nutrientes disponibilizados pela água residuária, extraindo macro e micronutrientes além de carbono (matéria orgânica), necessário ao seu crescimento, evitando seu acúmulo e a conseqüente salinização do meio ou substrato onde ocorre o seu desenvolvimento. Estas plantas favorecem o desenvolvimento de filmes biologicamente ativos que propiciam a degradação dos compostos orgânicos, concorrendo para mais eficiente e rápida depuração da água residuária. As grandes vantagens do sistema são o baixo custo implantação e operação e alta eficiência na remoção de DBO e nutrientes em solução.

Caso pretenda-se lançar o efluente em corpo receptor, o sistema deve ser planejado de forma que se atenda a Legislação Ambiental, cuja exigência, em Minas Gerais é de que ou efluente atinja o padrão de lançamento (DBO de 60 mg L-1) ou que o sistema tenha eficiência de 85% na remoção de DBO e que o lançamento do efluente tratado não venha a alterar a classe de enquadramento dos cursos d’água. Em Minas Gerais, o controle da carga orgânica é realizado também pela concentração de DQO com limite de 90 mg L-1.

Se a opção for o reuso do efluente tratado para fins agrícolas deve-se levar em conta as características físico-químicas do efluente, no caso de laticínio quanto aos teores de Nitrogênio e Fósforo, e as necessidades das nutricionais das culturas sugeridas. Apesar dos efluentes líquidos oriundos dos diversos setores de um laticínio terem natureza semelhante entre si, avaliando o efeito das perdas de leite e seus derivados, verifica-se que a composição detalhada desse efluente depende de vários fatores como: Processos industriais em curso; Volume de leite processado; Condições e tipos de equipamentos utilizados; Práticas de redução da carga poluidora e do volume de efluentes; Atitudes de gerenciamento e da direção da indústria em relação às práticas de gestão ambiental; Quantidade de água utilizada nas operações de limpeza e no sistema de refrigeração.

Por estes fatores, percebe-se que as características físico-químicas dos efluentes originados dos laticínios são valores aproximados. Valores reais só podem ser obtidos através de monitoramento realizado pela própria empresa. Em uma fábrica que processe leite de consumo e iogurte, por exemplo, a média de nitrogênio total é 56,7 mg/L, fósforo total, em média, 18,8 mg/L e a carga orgânica em média 18,8 Kg DBO5/t leite processado.

1.2 Hipótese

O sistema composto por RAC e Leito Cultivado com macrófitas é eficiente na remoção de no mínimo 85% da DBO e na remoção de fósforo e de nitrogênio do resíduo líquido de laticínio para as taxas de aplicação de carga e os tempos de detenção aplicados.

1.3 Objetivos

1.3.1 Objetivo Geral

Estudar a remoção carga orgânica (DBO), fósforo e nitrogênio do resíduo líquido de uma indústria de laticínio, utilizando um sistema composto por flotador, tanque de equalização, reator anaeróbio compartimentado e leito cultivado com macrófitas, sob diferentes tempos de detenção hidráulica e diferentes taxas de aplicação.

1.3.2 Objetivos Específicos

Projetar e construir um sistema de tratamento de resíduos líquidos, constituído por flotador, tanque de equalização, reator anaeróbio compartimentado, por leito cultivado com macrófitas e leitos de secagem.

Avaliar o sistema construído quanto à remoção de matéria orgânica do resíduo líquido.

Avaliar a eficiência de remoção de gordura do sistema pelo flotador.

Monitorar os níveis de nitrogênio e fósforo presentes no efluente tratado.

Comparar os resultados obtidos no efluente tratado com a classe do corpo receptor e com a Legislação.

Verificar se os modelos de remoção de DBO e nitrogênio presentes na literatura são passíveis de aplicação nas condições utilizadas no experimento.















2 Revisão Bibliográfica

2.1 Origem e características do resíduo

A diversidade de produtos de laticínios é grande, desde o leite de consumo até queijos, sorvetes, cremes, bebidas lácteas, etc, e esta diversidade produz resíduos com características diferentes em cada unidade de produção.

A quantificação da vazão ou volume de águas residuárias geradas em laticínios depende, fundamentalmente de uma caracterização prévia dos produtos obtidos e das formas de processamento empregadas, já que as águas residuárias das indústrias de laticínios apresentam ampla variação de vazão, dependente do período do dia e do tipo de atividade executada. (MATOS, 2005).

Segundo Matos (2005) a determinação da vazão de águas residuárias nas agroindústrias, pode ser obtida diretamente em pontos de lançamento ou pode ser estimada tomando-se por base o consumo de água no processo de produção, incluindo-se águas usadas na lavagem de pisos e maquinário.

De acordo com MACHADO et al. (1999) a vazão e o volume dos efluentes estão intimamente relacionados ao volume de água consumido pelo laticínio. Segundo STRYDOM et al. (1997), o valor da relação entre a vazão de efluentes líquidos e a vazão de água consumida pelos laticínios costuma situar-se entre 0,75 e 0,95. Em Planos de Controle Ambiental apresentados à Fundação Estadual do Meio Ambiente (FEAM), o valor desse mesmo coeficiente varia entre 0,89 e 0,96.

No processamento do leite para consumo, as operações geradoras de águas residuárias são a lavagem e desinfecção de equipamentos como pasteurizador, embaladeira, tubulações e outros; quebra de embalagens contendo leite; perda nas enchedeiras e lubrificação dos transportadores. Em média, produz-se cerca de 3,25 litros de água residuária para cada litro de leite processado. Tem-se, em média, a geração de 2,0 kg ou mais de DBO por cada 1.000 kg de leite processado. (MATOS, 2005).

Na produção de queijos, o leite desnatado ou puro é submetido a um processo de coagulação com a adição de enzimas como a renina, por exemplo. Após a coagulação, a emulsão é quebrada, obtendo-se, uma parte sólida (coágulo) e uma parte líquida (soro), esta se constituindo no resíduo que causa maior preocupação pela significativa carga orgânica que detém. No Brasil, os queijos são geralmente maturados já embalados. Após a maturação, os queijos são guardados em câmaras de estocagem e/ou comercializados. (MATOS, 2005).

Para cada litro de leite utilizado na fabricação de queijo são gerados de 0,6 a 0,9 litro de soro ou, de outra forma, para cada quilo de queijo produzido gera-se cerca de 27-55 kg de soro. Na produção de queijos gera-se entre 3 e 4 litros de água residuária para cada litro de leite processado, além de mais 5 a 10 L de soro para cada quilo de queijo produzido.

As águas residuárias da queijaria possuem, além de soro, coágulos, leite diluído cuja matéria orgânica contém compostos protéicos, gordurosos e carboidratos, materiais sólidos flutuantes (principalmente graxas), produtos químicos ácidos e alcalinos, detergentes e desinfetantes, e seu pH é mais baixo do que no processamento do leite e do creme, devido à produção do ácido lático pelos microrganismos. (BRAILE e CAVALCANTE, 1993).

Na produção de cremes a água residuária é rica também em material gorduroso que deve ser removido por flotadores para uma maior eficiência do sistema de tratamento.
Os despejos oriundos da fabricação de iogurtes e bebidas lácteas são ácidos devido à fermentação ocorrida no processamento. Além disso, as adições de polpas de frutas, essências, leite em pó, açúcar e outros insumos elevam a carga orgânica das águas residuárias. (MATOS, 2005; BRAILE e CAVALCANTE, 1993).

As águas residuárias podem conter também diversas substâncias usadas para a limpeza de equipamentos e utensílios na fábrica, como os alcalinos, os fosfatos, os ácidos, os tensoativos e os complexantes. Entre os principais agentes alcalinos utilizados, destaca-se o hidróxido de sódio, que apresenta um pH próximo a 13, quando em solução a 1%; já entre os agentes ácidos inorgânicos, estão os ácidos nítrico, fosfórico e clorídrico. Dentre os sanitizantes químicos mais usados em laticínios estão os compostos à base de cloro, iodo, amônia quaternária, ácido peracético, peróxido de hidrogênio, clorhexidina, irgasan, e outros. (MATOS, 2005).
As águas residuárias do processamento do leite fresco são ricas em material orgânico dissolvido e muito pobres em material orgânico suspenso.

A DBO do leite integral é cerca de 100.000 mg L-1 e exigem uma alta demanda de oxigênio para sua decomposição, mesmo em pequenas quantidades, porém seu valor nas águas residuárias irá depender do tipo de processamento a que o leite foi exposto e do tipo de produto manufaturado. Tem-se, em média, 2,0 kg ou mais de DBO por cada 1.000 kg de leite processado, sendo que, em média, a água residuária contém 4.200 mg L-1 de DBO. Em um laticínio com queijaria, em razão do soro, que contém cerca de 4 dag L-1 de sólidos e elevada DBO (entre 30.000 a 60.000 mg.L-1), as águas residuárias geradas apresentam maior carga orgânica. (MATOS, 2005).
O soro proveniente da fabricação de queijos apresenta em sua composição química, em média, 93-94% de água, 4,5-5,0% de lactose, 0,7-0,9% de proteínas solúveis, 0,6-1,0% de sais minerais e quantidades apreciáveis de outros componentes como vitaminas do grupo B (GONZALES, 1996).

O extrato seco do soro de leite corresponde a, aproximadamente, 7%, dos quais 4,5% correspondem à lactose, 0,9% às proteínas solúveis e 0,6% à sais minerais, quantidades estas dependentes dos procedimentos utilizados no processo de fabricação do queijo e dos métodos utilizados na obtenção do soro em pó (MOOR, 1989).

A lactose e proteínas solúveis são os mais importantes componentes presentes no soro. As proteínas possuem alto valor nutricional, pois contêm todos os aminoácidos essenciais (FERREIRA, 1997) e a lactose por ser fonte de material energético para diversos processos biotecnológicos (TIMOFIECSYK, 2000).

Na tabela 1 estão apresentadas algumas caracterizações de efluentes de indústrias de laticínios segundo por diversos pesquisadores. Observa-se que os parâmetros variam em função dos produtos industrializados.












Tabela 1: Caracterização de efluentes de laticínios

Autor
Produtos
DBO*
DQO*
SST*
SSV*
NTK*
OG*
pH*
Wilson e
Murphy
(1986)
queijo, leite em pó e
creme
1900
3390
850
760
130
290
6-7
Cocci et al.
(1991)
queijo, sorvete,
creme e iogurte
4800
12000
400
-
-
-
4-12
Ozturk et al.
(1993)
leite pasteurizado,
iogurte, manteiga e
queijo
500-
1300
950-
2400
90-
450
-
70-85
110-
260
5-9,5
Kasapgil et
al. (1994)
leite pasteurizado e
creme
1200-
4000
2000 -
6000
350-
1000
330-
940
50- 60
300-
500
8-11
Monroy et
al. (1995)
queijo
3000
4430
1110
-
-
754
7,3
Fonte: Adaptado de MACHADO et al. (1999).
* valores em mg.L-1

2.2 Impactos ambientais gerados pelo resíduo

O lançamento de águas residuárias agroindustriais, sem tratamento prévio, nos corpos hídricos gera diversos impactos ambientais como a elevação da DBO da água, o que provoca diminuição do oxigênio dissolvido no meio; alteração da temperatura e aumento da concentração de SS (aumento da turbidez) e SDT na água; eutrofização dos corpos hídricos e proliferação de doenças veiculadas pela água. (MATOS, 2005).

O soro de leite, quando despejado junto com os demais resíduos líquidos de laticínios, pode significar a duplicação do sistema de tratamento, pois possui DBO entre 25.000 e 80.000 mg. L-1. Por apresentar alta concentração de matéria orgânica e deficiência de nitrogênio, sua estabilização por métodos convencionais de tratamento biológico é dificultada (BRAILE e CAVALCANTE, 1993; PAPA, 2000).

Devido ao poder poluente e à qualidade nutricional do soro do leite é fundamental a identificação de alternativas para um adequado aproveitamento deste soro. Dentre as alternativas podem ser citadas o uso do soro in natura para alimentação animal, fabricação de ricota, fabricação de bebida láctea, produção de soro em pó, separação das proteínas e lactose com posterior secagem (REIS, 1999; RICHARDS, 1997; MACHADO, 2001), valorizando este derivado lácteo e ao mesmo tempo contribuindo para a melhoria do meio ambiente e proporcionando ganhos às indústrias. (MACHADO, 2001).

O acúmulo de nitrogênio em águas naturais causa a eutrofização, caracterizado pelo crescimento excessivo de algas e plantas aquáticas; odor e sabor desagradável em águas para consumo; toxidez aos peixes; redução da concentração de oxigênio dissolvido (ISOLDI, 1998). Assim como o nitrogênio, outro nutriente que deve ter sua concentração monitorada é o fósforo, e o motivo principal é a eutrofização dos corpos aquáticos.

Filtros biológicos têm sido utilizados para o tratamento de esgoto doméstico e urbano, sendo também freqüente sua utilização industrial. (BRAILE e CAVALCANTI, 1993) reportaram que a eficiência média de remoção de DBO para efluentes de laticínios utilizando filtros biológicos é de 55 a 65% e, segundo POSTER e LEITÃO (1989), possuem bom grau de nitrificação, se utilizadas baixas taxas de aplicação, podendo assim, apresentar bons resultados em efluentes com contaminação de origem orgânica.

Em estudos realizados por (COLERAUS e BRITO, 2003) em tratamento de efluente de laticínios, o filtro biológico demonstrou ser um equipamento simples e eficiente para a remoção de DBO, nitrogênio total e fósforo, porém há a restrição do processo quanto à remoção de fósforo, pois o efluente tratado apresentou valores acima daqueles permitidos pela legislação, principalmente quando aplicadas altas cargas orgânicas.

Uma alternativa na remoção de Demanda Biológica de Oxigênio (DBO), nitrogênio, fósforo e coliformes fecais, é o uso das enraizadas. As enraizadas vêm sendo bastante utilizadas devido ao seu baixo custo e alta eficiência na remoção de matéria orgânica e minerais que são utilizados como nutrientes, sendo absorvidos pelas raízes das macrófitas. São também utilizadas pelos fungos e bactérias do biofilme aderido ao substrato. (NAIME e GARCIA, 2005)

Os efluentes de laticínios são ricos em lipídios que representam perda industrial importante e interferem negativamente nos sistemas de tratamento de efluentes. As elevadas concentrações de lipídios resultam na formação de lodos com diferentes características físicas e reduzida capacidade hidrolítica devido a flotação dessa biomassa, aumento do tempo de detenção hidráulica desses efluentes em lagoas de estabilização, redução da capacidade de aeradores e elevada demanda de produtos floculantes. Lipídeos são compostos que causam grandes danos ao meio ambiente, como a formação de filmes de óleo nas superfícies aquáticas, impedindo a difusão de oxigênio do ar para esse meio e o mais importante, promovem a mortandade da vida aquática (MENDES et al., 2005).

Na remoção de lipídeos em estado livre, geralmente são utilizadas caixas de gordura comuns que permitem sua separação por retirada manual ou por meio de raspadores na superfície. Para melhor desempenho dessas caixas, devem ser evitadas temperaturas superiores a 35 °C e pH acima de 8,5 na alimentação da caixa, pois nessas condições ocorre a saponificação ou emulsificação e o excesso de detergentes prejudica a eficiência de separação pela formação de gotículas de menor tamanho, com menor velocidade ascensional. No caso de formação de emulsão, esta deve ser quebrada pela adição de produtos químicos e utilização de flotadores com ar dissolvido. Apesar da eficiência de remoção melhorar significativamente, a flotação apresenta custos operacionais elevados, além de gerar lodo químico, que deve ter uma destinação adequada. (MENDES et al., 2005).

O uso de lipases no tratamento de águas residuárias com elevados teores de lipídios foi estudado por Mendes et al., (2005) visando melhores condições de operação no tratamento anaeróbio.
Os laticínios estão entre as principais fontes de lipídios com uma concentração de 4.680 mg.L-1 de lipídios, segundo Mendes el al. (2005).

2.3 Métodos utilizados no tratamento de resíduos líquidos de laticínios

Antes de conceber e dimensionar um sistema de tratamento de águas residuárias agroindustriais ou de qualquer outra água residuária, deve-se definir, primeiramente, o objetivo do tratamento, o nível do tratamento que se quer alcançar e a destinação do efluente tratado. E caso pretenda-se lançar o efluente em corpo receptor, o sistema deve ser planejado de forma que se atenda a Legislação Ambiental, cuja exigência é de que ou efluente atinja o padrão de lançamento (DBO de 60 mg.L-1) ou que o sistema tenha eficiência de 85% na remoção de DBO e que o lançamento do efluente tratado não venha a alterar a classe de enquadramento dos cursos d’água. Pode-se optar pela disposição no solo, e neste caso algumas etapas do tratamento podem ser eliminadas e o sistema de tratamento pode ser simplificado, porém critérios agronômicos de aplicação deverão, necessariamente, ser considerados.(MATOS, 2005).

Para o tratamento de águas residuárias de laticínios dois aspectos devem ser considerados. O primeiro é que o soro e o leitelho devem ser encarados como insumos e não devem ser admitidos nas estações de tratamento de efluentes, para não elevar os custos para implantação e operação, além de prejudicar o bom funcionamento do reator biológico. O segundo aspecto refere-se às diversas medidas de controle de produção que devem ser adotadas pelos laticínios com o intuito de reduzir a carga orgânica do efluente e o consumo de água, estando este último geralmente acima do recomendado. (MACHADO et al., 1999).

Os processos biológicos são os mais utilizados para o tratamento de efluentes de laticínios em razão da grande quantidade de matéria orgânica facilmente biodegradável presentes em sua composição. E os processos aeróbios são os universalmente aceitos (BRAILE e CAVALCANTI, 1993).

Para remoção de sólidos em suspensão, podem-se utilizar o gradeamento, caixas de remoção da areia ou sedimentação. O material orgânico biodegradável pode ser removido em sistemas anaeróbios, lagoas de estabilização e variações, sistemas de lodos ativados, filtros biológicos, sistemas alagados de tratamento (“wetlands”) ou por disposição no solo. (MATOS, 2005).
A remoção de patogênicos ocorre em lagoas de maturação, processos de tratamento por disposição no solo, por desinfecção com produtos químicos ou com o uso de radiação solar ou ultra-violeta. A remoção dos nutrientes nitrogênio e fósforo pode ser feita por remoção biológica, em sistemas de tratamento por disposição no solo ou por processos físico-químicos, sendo que desnitrificação um processo bioquímico que pode, também, ser usado para remoção de nitrogênio das águas residuárias (MATOS, 2005).

O tratamento de águas residuárias pode ser classificado em preliminar, primário, secundário e terciário, porém, segundo Matos (2005), esta classificação é motivo de divergência entre diversos autores, pois alguns enquadram determinados processos unitários em um nível de tratamento enquanto outros os enquadram em outro.

Em levantamento realizado por Machado et al., (1999) em laticínios de Minas Gerais e outros estados brasileiros a respeito das principais tecnologias que estão sendo adotadas para o tratamento de efluentes, os autores constataram que o sistema de lodos ativados tem sido o mais efetivo na remoção de DBO e DQO, apresentando geralmente uma operação mais confiável. Já os reatores anaeróbios de alta taxa como filtro anaeróbio, UASB e reator de contato, embora apresentem vantagens econômicas, não têm conseguido atingir os padrões de lançamento da legislação ambiental, sendo necessário uma etapa complementar de tratamento.

2.3.1 Tratamentos preliminar e primário

As unidades preliminares de tratamento geralmente encontradas nas estações de tratamento de efluentes de indústrias de laticínios são as grades simples, para retirada de sólidos grosseiros (como embalagens plásticas e finos de queijo), e desarenadores para remoção da areia proveniente das operações de lavagem de piso, latões e caminhões que fazem a entrega do leite na plataforma de recepção. (MACHADO et al., 1999).

O tratamento primário é, também, uma etapa de tratamento parcial, podendo ser intermediária em sistema de tratamento mais completo ou final, no caso de disposição da água residuária no solo (MATOS, 2005).

No tratamento primário, é realizada a remoção de sólidos em suspensão, e que são passíveis de decantação, além de sólidos flutuantes. Para que isso seja possível, podem ser utilizados processos de decantação, digestão anaeróbia, filtros biológicos, filtros orgânicos, lagoas anaeróbias ou reatores anaeróbios (MATOS, 2005).

Nos decantadores, as águas residuárias devem fluir vagarosamente, de forma a permitir que os sólidos em suspensão, de maior massa específica que o líquido em tratamento, possa decantar, gradualmente, no fundo do tanque. Essa massa de sólidos é denominada lodo primário bruto (MATOS, 2005).

De acordo com Machado et al. (1999) a retirada de gorduras em estado livre é realizada em caixas de gordura comuns que permitem a sua separação e retirada manual ou por meio de raspadores na superfície. Porém, para melhor desempenho das caixas de gordura, algumas condições devem ser evitadas, como a temperatura na entrada da caixa acima de 35ºC, pH acima de 8,5 onde ocorre a saponificação ou emulsificação e excesso de detergentes que prejudicam a eficiência de separação pela formação de gotículas de menor tamanho, com menor velocidade ascensional. As caixas de gordura são utilizadas tanto em sistemas de tratamento aeróbio quanto anaeróbio.

No caso de formação de emulsão, esta deve ser quebrada pela adição de produtos químicos e utilização de flotação com ar dissolvido. Apesar da eficiência da remoção melhorar significativamente, a flotação apresenta custos operacionais elevados, além de gerar lodo químico, que deve ter uma destinação adequada. Os flotadores foram encontrados em sistemas de tratamento com processos anaeróbios, como UASB e reator de contato. (MACHADO et al., 1999).

Materiais flutuantes, como graxas e óleos, tendo uma menor massa específica que o líquido em tratamento e que não foram removidos na caixa de gordura, sobem para a superfície dos decantadores, onde são coletados e removidos do tanque, devendo ser conduzidos para receber tratamento posterior (digestão ou secagem em “leitos de secagem”) (MATOS, 2005).
As fossas sépticas e suas variantes, como os tanques Imhoff são também formas de tratamento de águas residuárias consideradas de nível primário. Essas unidades de tratamento são basicamente constituídas por decantadores, onde os sólidos sedimentáveis são removidos, permanecendo neste local por períodos de tempo suficientes (3-5 anos) para a sua estabilização bioquímica (MATOS, 2005).

Para a remoção de grande parte do material orgânico em suspensão, como etapa posterior ao decantador ou mesmo quando eles não estão presentes, podem ser utilizados filtros orgânicos. Alguns resíduos agrícolas, tais como bagaço de cana-de-açúcar, sabugo de milho triturado, serragem de madeira, casca de arroz, pergaminho do grão de café e a própria casca do fruto do cafeeiro podem ser utilizadas como materiais filtrantes para separação de sólidos da água residuária. O material filtrante, após exaurida sua capacidade de remoção de material orgânico da água residuária, deve ser substituído por materiais orgânicos “limpos”. O material orgânico retirado dos filtros pode ser submetido ao processo de compostagem e, após estabilizado bioquimicamente, ser usado na adubação de culturas agrícolas (MATOS, 2005).
No caso do aproveitamento agrícola ou o tratamento da água residuária por disposição no solo, o tratamento primário, geralmente, já coloca a água residuária em condições de ser transportada e aplicada ao solo. Caso a opção seja pelo lançamento em corpos hídricos, para atendimento da legislação ambiental, o tratamento deverá ser, necessariamente, continuado, sendo o líquido enviado para recebimento de tratamento secundário (MATOS, 2005).
A eficiência de remoção de poluentes no tratamento primário é, geralmente, de 60% a 70% dos sólidos em suspensão; de 30% a 40% de DBO e de coliformes. (MATOS, 2005).
Quando são usadas soluções alcalinas fortes na limpeza dos equipamentos, uma vez ao dia, o pH do despejo pode ser mantido dentro de uma faixa desejada e que não interfira no tratamento biológico (BRAILE e CAVALCANTI, 1993).

2.3.2 Tratamento secundário

O tratamento secundário remove uma parte significativa do material orgânico em suspensão fina (DBO em suspensão), não removida no tratamento primário, e parte do material orgânico na forma de sólidos dissolvidos (DBO solúvel). Para isso, pode ser usada a filtração biológica, lodos ativados, lagoas de estabilização, tratamento por escoamento superficial ou sistemas de tratamento em áreas alagadas (”wetlands”) (MATOS, 2005).

Nos tratamentos preliminar e primário predominam mecanismos de ordem física e no tratamento secundário, predomina a remoção do material orgânico decorrente de transformações bioquímicas proporcionadas pelos microrganismos. Vários microrganismos participam desse processo, como bactérias, protozoários e fungos. Os microrganismos utilizam a matéria orgânica como alimento através do contato efetivo deles com a matéria orgânica (MATOS, 2005).

Os microrganismos aeróbios convertem o material orgânico em gás carbônico, água, nitratos (NO3-), sulfatos (SO42-) e outros compostos estáveis, enquanto bactérias anaeróbias transformam material orgânico em dióxido de carbono (CO2) e compostos orgânicos simples como metano (CH4), sulfeto de hidrogênio (H2S) e amônia (NH3) (MATOS, 2005).

A decomposição anaeróbia tem sido o processo mais indicado para tratamento de águas residuárias de elevada carga orgânica. A decomposição aeróbia é um processo essencialmente inodoro, que possibilita maior destruição de organismos patogênicos, proporcionando grande redução nas características poluidoras das águas residuárias (MATOS, 2005).

O tratamento secundário, geralmente, requer que a água residuária tenha recebido tratamento preliminar, entretanto, pode ou não ser antecedido pelo tratamento primário. Existe uma grande variedade de métodos de tratamento em nível secundário, sendo que os mais comuns os de lagoas de estabilização, sistemas de Lodos ativados e disposição sobre o solo (MATOS, 2005).
A eficiência obtida na remoção de poluentes no tratamento secundário depende mais do sistema utilizado e de detalhes de dimensionamento e projeto do que no tratamento primário. Entretanto, pode-se considerar que, de forma geral, a remoção de DBO e de bactérias coliformes deve ocorrer na faixa de 60 a 99% (MATOS, 2005).

O sistema aeróbio mais aplicado é o de lodos ativados (MACHADO et al., 1999) (BRAILE e CAVALCANTI, 1993). Neste sistema uma alta concentração de microrganismos é mantida no tanque de aeração, através do retorno de lodos, reduzindo o tamanho do reator biológico. No sedimentador secundário a massa microbiana produzida é separada do efluente tratado (BRAILE e CAVALCANTI, 1993).

Plantas de tratamento em um único estágio utilizam tipicamente cargas máximas de DBO5 de 0,12 kg /m3.d. Os filtros convencionais de alta taxa operam com cargas de DBO entre 0,6-0,9 kg/m3.d, com meio suporte com diâmetro de 75-100 mm e distribuidores com baixa rotação, fornecendo altas taxas de efluente usadas para controlar o crescimento do biofilme. Sistemas com duas unidades de filtração operando de forma alternada têm utilizado cargas de DBO5 de 0,3 kg /m3.d. e cargas volumétricas de 1 m3/m2.d, sendo a DBO5 afluente diluída para 200-300 mg/L por meio de recirculação. Filtros de alta taxa, usando meio plástico, operam com cargas de DBO5 de 3 kg/m3.d (MACHADO et al., 1999).

Devido à natureza dos efluentes dos postos de resfriamento e o seu período de funcionamento, o processo de lodos ativados, operado em batelada, constitui uma alternativa bastante simplificada e de custo mais baixo. Já nas unidades onde os produtos são mais elaborados e o funcionamento da indústria é contínuo, o processo de lodos ativados, com operação contínua, é o mais empregado (MACHADO et al., 1999).

Das variações do processo de lodos ativados, a que é mais adotada para o tratamento é a chamada aeração prolongada, com valores de carga mássica (F/M) entre 0,07 e 0,15 d-1.
Os tempos de detenção empregados para o regime de fluxo contínuo variam entre 60 h até 7 d. O uso de longos tempos de detenção e o regime de mistura completa utilizados nestas estações de tratamento permitem atenuar a variação de carga e vazão, que é comum em efluentes de indústrias de laticínios (MACHADO et al.,1999).

Geralmente, as eficiências de remoção de DBO5 e DQO para efluentes de indústrias de laticínios e postos de resfriamento têm-se mantido, na maioria dos casos, acima de 90% (MACHADO et al., 1999).

2.3.3 Tratamento terciário

O tratamento terciário objetiva a remoção de poluentes específicos, como nitrogênio, fósforo, metais pesados ou outras substâncias tóxicas ou compostos não biodegradáveis, agentes patogênicos ou ainda, a remoção complementar de poluentes não suficientemente removidos no tratamento secundário, sendo, por isso, geralmente utilizados processos químicos ou físico-químicos de remoção. Entretanto, com o maior conhecimento de sistemas solo-planta como reatores, altamente eficientes na remoção de sólidos dissolvidos e de agentes patogênicos das águas residuárias, o emprego de sistemas alternativos, de baixo custo de operação e manutenção começaram a ser implantados, notadamente em locais onde a disponibilidade de área para implantação do sistema de tratamento não seja problema. Com isso, importantes resultados têm sido obtidos sob o ponto de vista de minimização dos riscos de eutrofização de mananciais de água (MATOS, 2005).

2.3.4 Sistemas anaeróbios

A digestão anaeróbia é considerada o sistema mais antigo e mais amplamente usado no tratamento biológico de resíduos (PAVLOSTATHIS, 1988).

A digestão anaeróbia é o método mais popular usado para bioestabilizar lodo primário originado do tratamento de esgoto, convertendo sólidos voláteis para biogás e produtos finais (NEETHING e CHUNG, 1990).

Segundo Baader et al. (1991) todos os resíduos de origem animal ou vegetal são bioestabilizados anaerobiamente. No caso de resíduos vegetais, somente os componentes contendo lignocelulose não podem ser bioestabilizados.

O processo de digestão anaeróbia é influenciado por diversos fatores como a temperatura, a carga orgânica aplicada, a presença de materiais de natureza tóxica, etc. Em temperaturas altas, as reações biológicas ocorrem com maior velocidade, resultando possivelmente em uma maior eficiência do processo. No geral, o processo anaeróbio poderá ser desenvolvido em temperaturas mesofílicas (30ºC a 450C), ou termofílicas (45ºC a 600C). Quanto à carga orgânica, já foram testadas diferentes cargas para diferentes tipos de reatores e substratos. Em comparação com outros tipos de tratamentos, o processo anaeróbio responde satisfatoriamente bem às flutuações de carga, principalmente quando os reatores já se encontram operando em estado de equilíbrio dinâmico. (LEITE et al., 2004).

De acordo com Chernicharo (1997), citado por Campos (2004), a produção de metano pode ocorrer em uma faixa bastante ampla de temperatura, de 0 a 97ºC, sendo dois os níveis de temperatura ótima: faixa mesofílica, 30 a 35ºC (bactérias mesofílicas) e a faixa termofílica, 50 a 55ºC (bactérias termofílicas). Deve-se optar por temperaturas que, em termos de custo benefício, dêem melhor resultado.

Quanto ao pH, a produção de metano pelas bactérias ocorre na faixa de 6,8 a 7,4, e valores abaixo de 6,0 podem inibir por completo a geração de metano. As bactérias produtoras de ácidos voláteis têm um crescimento ótimo na faixa de 5 a 6, tendo uma tolerância maior em valores mais baixos de pH. A interação entre a alcalinidade e a acidez fundamenta-se na capacidade de tamponamento do sistema, ou seja, a de neutralizar os ácidos formados no processo (CAMPOS, 2004).

Inicialmente, o tratamento anaeróbio foi utilizado para os resíduos líquidos de pequenas indústrias de laticínios e postos de resfriamento. Atualmente, além dos sistemas convencionais, como fossa séptica, sistemas de alta taxa, como reator anaeróbio de fluxo ascendente e manta de lodo (UASB), filtro anaeróbio e reator de contato, também são empregados (MACHADO, et al.,1999).

O filtro anaeróbio tem sido o principal reator empregado para laticínio, sendo projetado com tempos de detenção variando entre 13 e 72 h, sem reciclo e com altura do meio suporte (brita) de 1,00 m. (MACHADO, et al.,1999).

Leite et al. (2004) em estudos utilizando Reator Anaeróbio Compartimentado no tratamento de resíduos orgânicos com baixa produção de sólidos, visando uma boa eficiência de transformação do material carbonáceo em um período relativamente curto de tempo, determinaram que a eficiência de transformação média de STV foi de 75% e o biogás produzido continha em média 60% de gás metano.

Moraes e Júnior (2004) avaliaram a biodegradabilidade de dejetos de bovinocultura e suinocultura por processos anaeróbios para verificação de sua aplicabilidade.
A qualidade dos efluentes de reatores anaeróbios, durante o tratamento de esgotos sanitários, em geral não atende às exigências ambientais. Tornando-se necessário a aplicação de um sistema complementar, de pós-tratamento, para a melhoria do efluente final da estação (AISSE et al., 2007).

Uma alternativa 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. A flotação proporciona, também, a redução dos teores de gases odoríferos, além de elevar o nível de oxigênio dissolvido, o que resulta num efluente de melhor qualidade (AISSE et al., 2007).

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 e & EDDY, 1991).
A flotação é usada, na maioria dos casos, como tratamento preliminar nas indústrias de laticínios para a remoção de gordura do efluente industrial, que poderá prejudicar o funcionamento do sistema de tratamento.

Segundo Barros e Campos (1992) o Reator Anaeróbio Compartimentado tem como princípio de funcionamento a introdução do efluente junto ao fundo das câmaras do reator visando explorar o efeito favorável dos reatores anaeróbios de manta de lodo e a compartimentação do reator, podendo-se explorar a separação das fases da digestão anaeróbia.

O processo anaeróbio de tratamento minimiza os custos de implantação e manutenção, obtendo-se como subproduto energético o gás metano (CAMPOS, 2004).

O sistema exige uma pequena demanda de área de instalação e é capaz de apresentar eficiência satisfatória em termos de remoção de Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO). Portanto, sua implantação torna-se uma boa alternativa para países em desenvolvimento, tais como o Brasil (CAMPOS, 2004).

Com o objetivo de conseguir remover no mínimo 85% da DBO do efluente, para atingir o padrão legal vigente em Minas Gerais, o projeto proposto para o laticínio da Escola Agrotécnica Federal de Inconfidentes, constará, também, de um leito cultivado com macrófitas para tratamento do efluente proveniente do RAC.

2.3.5 Leitos Cultivados com macrófitas ou “Constructed Wetlands”

Os chineses provavelmente foram os primeiros a usarem as macrófitas no tratamento de águas residuárias, mas o trabalho aceito cientificamente como o primeiro a utilizar o conceito foi o realizado em 1952 por Seidel, na Alemanha, que explorou a remoção de fenol por Scirpus lacustris, utilizando brita como meio suporte (WOOD & MCATAMNEY, 1996). Seidel realizou, posteriormente, outros experimentos usando leitos preenchidos com brita e cultivados com macrófitas emergentes: Phragmites australis, Iris sp, Schoeneplectus sp, Typha sp. Nos anos 70 Kickuth, também na Alemanha, usou leitos cultivados preenchidos com solo com alta quantidade de silte e cultivados com Phragmites australis para tratar efluentes municipais (HEGEMANN, 1996). Nos Estados Unidos, os leitos cultivados tornaram-se mais conhecidos a partir dos estudos de Wolverton (1988) para a Agência Espacial Norte Americana (NASA) onde o pesquisador testou o uso do tanque séptico associado aos leitos cultivados no tratamento de efluentes de casas não servidas pela rede de captação pública.

São poucos os trabalhos publicados no Brasil sobre o assunto. Souza e Bernardes (1996) trataram o esgoto doméstico de uma comunidade próxima a Brasília, DF, por uma combinação de reator anaeróbio de fluxo ascendente (UASB) com pós-tratamento em leitos cultivados de fluxo subsuperficial cultivados com Typha latifolia. Campos et al. (2002) avaliaram o uso de sistemas de leitos cultivados, em escala piloto, como tratamento do chorume gerado no Aterro Sanitário de Piraí, RJ. Sezerino et al. (2002) avaliaram neste trabalho o potencial dos leitos cultivados no tratamento de efluente de lagoa de estabilização que tratava dejetos de suínos.
Na FEAGRI/UNICAMP, uma linha de pesquisa está sendo desenvolvida com diversos trabalhos nos quais se utilizam leitos cultivados de fluxo horizontal no tratamento de efluente de reator anaeróbio compartimentado (MANSOR, 1998; VALENTIM, 1999). Esses sistemas se mostraram muito promissores devido à alta remoção da matéria orgânica, fácil implantação e baixo custo.

Muitos estudos já foram realizados sobre o pós-tratamento do efluente anaeróbio, e o sistema wetland destaca-se pela sua capacidade de remover carga poluidora, além de manter a conservação dos ecossistemas terrestres e aquáticos, reduzir o aquecimento global da terra e fixar o carbono do meio ambiente, mantendo o equilíbrio do CO2, conservando assim a biodiversidade ( DENNY, 1997 ).

No tratamento de águas residuárias, leitos cultivados são ecossistemas que funcionam como receptores de águas naturais e águas produzidas por atividades antrópicas. Os leitos cultivados naturais são conhecidos como terras úmidas, brejos, várzeas, pântanos, manguezais e lagos rasos. (MAZZOLA, ROSTON e VALENTIM, 2005)

De acordo com Sousa et al. (2003) Os wetland construídos são sistemas artificialmente projetados para utilizar plantas aquáticas (macrófitas) em substratos como areia, cascalhos ou outro material inerte, onde ocorre a proliferação de biofilmes que agregam populações variadas de microrganismos que por meio de processos biológicos, químicos e físicos, tratam águas residuárias.

As wetlands apresentam capacidade de remoção de poluentes como demanda bioquímica de oxigênio (DBO), organismos patogênicos, material em suspensão, nutrientes, metais pesados e compostos orgânicos tóxicos. Outros fatores além da natureza do poluente também podem afetar a eficiência da remoção como tipo de solo, hidrologia, meteorologia, hidrodinâmica, fauna, flora e formas de operação e manejo do sistema (KADLEC E KNIGHT, 1996 apud LAUTENSCHLAGER, 2001).

As condições climáticos podem afetar o funcionamento das wetlands em função de vários fatores, tais como:

- -Temperatura – afeta taxas de reações físico-químicas e bioquímicas, reaeração, volatilização e evapotranspiração;

· Radiação solar – afeta a taxa de crescimento da vegetação devido à fotossíntese;

· Precipitação – afeta o balanço hídrico das wetlands;

· Vento – afeta as taxas de evapotranspiração, trocas gasosas entre a atmosfera e o meio aquático, e o efeito de mistura (turbulência no escoamento) (LAUTENSCHLAGER, 2001).
É importante que a wetland apresente uma camada de solo que dificulte a percolação dos poluentes para o lençol freático (LAUTENSCHLAGER, 2001).

Kadlec e Knight, 1996 apud Lautenschlager, 2001, descrevem três alternativas de wetlands: as wetlands construídas de fluxo superficial (FS) ou luxo subsuperficial (FSS) e as wetlands naturais de luxo superficial; cada alternativa com vantagens e desvantagens para aplicações diferentes.

As wetlands construídas de fluxo superficial procuram reproduzir as wetlands naturais e no caso das wetlands construídas de fluxo subsuperficial as águas residuárias passam através de meios porosos contendo raízes de plantas, por meio de fluxos horizontais e verticais (KADLEC E KNIGHT, 1996 apud LAUTENSCHLAGER, 2001).

Alguns parâmetros devem ser considerados ao se projetar leitos cultivados de fluxo subsuperficial. De acordo com Wood e McAtamney (1996) estes parâmetros são:

Tempo de detenção 2 a 7 dias.

Altura da coluna d’água 0,1 a 1,0 metro.

Área por vazão 0,001 a 0,007 ha/m3.d.

Razão comprimento: largura do leito 0,25:1 a 5:1.

Freqüência de colheita 3 a 5 vezes por ano.

DBO máxima 75 Kg/ha.dia.

Carga hidráulica 2 a 30 mm3/mm2.d.

As macrófitas aquáticas utilizadas nos sistemas wetland construídos podem ser emergentes ou flutuantes. Para escolher o tipo adequado é necessário observar alguns critérios como ser de fácil propagação e crescimento rápido; alta capacidade de absorção de poluentes; tolerância a ambiente eutrofizado; fácil colheita e manejo e valor econômico (SOUSA et al. 2004; LAUTENSCHLAGER, 2001).

Estudos de Ceballos et al. (2000) e Meira (2002) apresentaram resultados satisfatórios sobre sistemas wetland vegetados, construídos com leito de brita, para o tratamento de água superficial poluída.

Sousa et al. (2004) relataram o desempenho de três sistemas wetland, operados com efluente proveniente de reator UASB, quanto à remoção de nutrientes, organismos patogênicos e material carbonáceo, durante três anos de monitoramento. Seus estudos demonstraram que a eficiência da remoção de material carbonáceo variou de 70 a 86%; o efluente produzido expresso em DQO manteve-se na média de 60mg.L-1. A remoção de nitrogênio e fósforo, durante o primeiro ano de operação, foi considerável, 66 e 86% respectivamente O wetland vegetado apresentou maior eficiência na redução de coliformes termotolerantes, quando comparado ao wetland não vegetado, ambos operados com a mesma carga hidráulica (23 mm. dia-1), porém sem diferença significativa em relação à redução de coliformes entre um e outro, segundo a análise de variância.

Quando se tratar de reutilizar efluentes ricos em fósforo é importante lembrar que o excesso de fósforo lançado em um corpo d’água poderá causar a eutrofização. E se o reuso da água, para irrigação, for considerado, é importante avaliar a remoção de fósforo e nitrogênio pelo sistema de tratamento evitando a disponibilização desses nutrientes em excesso.

A remoção de fósforo no sistema wetland ocorre pela precipitação química, pela adsorção, pela assimilação dos vegetais e biofilmes formados no substrato e no sistema radicular da vegetação (SOUSA, 2004).

Sabe-se que o fósforo solúvel é facilmente absorvido pelos sistemas radiculares das plantas aquáticas. Já a fração pouco solúvel associa-se ao ferro, ao alumínio e ao cálcio, tornando-se pouco assimilável pela planta, bem como pelos microrganismos.Dessa forma, à medida que aumenta o tempo de operação, a tendência do sistema é tornar-se saturado de compostos de fósforo e, conseqüentemente, ocorre a diminuição da eficiência de remoção. Provavelmente, essa diminuição deve-se à saturação do substrato (areia lavável) com compostos de fósforo precipitados (TANNER et al.,1999; SOUSA et al.,2001 apud SOUSA, 2004).

Os principais problemas de poluição relacionados com o excesso de nitrogênio são a depleção do oxigênio dissolvido nos corpos d’água em função da nitrificação do nitrogênio amoniacal; efeito tóxico da amônia sobre os peixes; efeito tóxico do nitrato; efeito da fertilização de corpos d’água, podendo causar o “bloom” de algas. Portanto, a remoção de nitrogênio deve ser realizada pelo sistema de tratamento e os leitos cultivados podem ser usados com tal finalidade.

Mazzola, Roston e Valentim (2005) avaliaram o desempenho de um Reator Anaeróbio Compartimentado (RAC) de duas câmaras em série, seguido de três leitos cultivados, (constructed wetlands) de fluxo vertical por batelada. Na avaliação do RAC, observaram tendência de estabilização dos parâmetros pH, alcalinidade, ácidos voláteis, sólidos sedimentáveis e suspensos totais, porém com a remoção de DQO limitada (50%). Nos leitos cultivados o aumento do tempo de reação (até 72 h) foi acompanhado pelo aumento de remoção de turbidez, DQO, fósforo e nitrato. O melhor desempenho de remoção de fósforo total foi obtido no leito vegetado com Typha sp para os tempos de 72 e 96 h, respectivamente, de 30 e 25%.

3 Material e Métodos

3.1 Local do experimento

O trabalho será realizado na Escola Agrotécnica Federal de Inconfidentes, Minas Gerais. A escola possui um laticínio com capacidade de produção de 1.200 litros de leite por dia e produz diversos queijos, iogurtes, doce de leite e bebidas lácteas. Consome, em média, o equivalente a 4 litros de água por litro de leite beneficiado, gerando cerca de 4.800 litros de água residuária por dia. Este resíduo consiste basicamente de água de lavagem, mas apresenta ainda elevado índice de DQO e sólidos totais, o que indica sua necessidade de tratamento antes do lançamento no curso d’água.

3.2 Tratamento

Os despejos líquidos a serem tratados são provenientes da lavagem da fábrica, sem a presença de resíduos sólidos que são recolhidos e destinam-se à alimentação animal. Além da água de lavagem, as águas provenientes do laboratório de análise físico-química e de dois banheiros localizados no mesmo prédio da fábrica, também serão encaminhadas ao sistema de tratamento.
Por ser um resíduo rico em gordura passará primeiramente por um flotador para remoção da gordura que é prejudicial ao sistema, e então armazenado em um tanque de equalização, já que a produção do laticínio é descontínua possuindo picos de produção pela manhã de segunda a sexta-feira. A partir do tanque de equalização o efluente será bombeado para o Reator Anaeróbio Compartimentado de fluxo ascendente, constituído de três câmaras, para que ocorra a digestão anaeróbia do material orgânico presente. O efluente oriundo do reator será tratado em um leito cultivado com Typha sp., de fluxo subsuperficial, para posterior avaliação do desempenho deste método. O lodo gerado no RAC será tratado em um leito de secagem assim como os óleos e graxas provenientes do flotador, conforme fluxograma apresentado na Figura 1.



Flotador
Tanque de equalização
RAC
Leito Cultivado
Efluente
Leito de secagem
Leito de secagem

FIGURA 1 – Fluxograma das unidades experimentais

3.2.1 Flotador

Será utilizado flotador com capacidade de 4.800 litros, e avaliada sua eficiência quanto à remoção de óleos e graxas do resíduo.

3.2.2 Reator Anaeróbio Compartimentado (RAC)

O Reator Anaeróbio Compartimentado de fluxo ascendente, será constituído de três câmaras e com dimensões externas de 2,5 x 1,6 x 1,5 metros, conforme representação esquemática da Figura 2.

Os parâmetros a serem avaliados são DBO, DQO, série de sólidos, nitrogênio e fósforo, alcalinidade e óleos e graxas. As amostras serão coletadas e analisadas quinzenalmente. Os tempos de detenção utilizados serão de 6 horas, 8 horas e 12 horas. As cargas serão definidas durante o desenvolvimento do trabalho.

FIGURA 2: Reator Anaeróbio Compartimentado (Planta baixa e corte).

3.2.3 “Wetland” construída

A “wetland” construída de fluxo subsuperficial utilizará brita #2 como meio suporte e vegetado por Thypa sp. Será construída com dimensões externas de 4,0 x 6,8 x 1,1 metros, conforme Figura 3. Os tempos de detenção serão de 2, 3 e 5 dias. A freqüência das análises será quinzenal para os três tempos de detenção.

Os parâmetros analisados serão DBO, DQO, série de sólidos, Nitrogênio, Fósforo, Turbidez e Coliformes.

FIGURA 3: “Wetland” construída. Planta baixa e corte.

3.2.4 Leitos de secagem

Serão construídos dois leitos de secagem, um para tratamento do lodo proveniente do RAC e o outro para os óleos e graxas provenientes do flotador. OS leitos serão constituídos por tijolos justapostos, areia e brita #2 e de dimensões de 2,00 x 4,00 x 0,70 metros, conforme esquematizado na Figura 4.

FIGURA 4: Leito de secagem. Planta baixa e corte.

3.3 Análises preliminares

Foram realizadas análises no laboratório de Saneamento da FEAGRI nos dias 14/09/2006 e 28/09/2006 em amostras provenientes do laticínio em dias com diferentes produções para avaliação de nitrogênio, fósforo, DQO e turbidez.

Os resultados obtidos nas análises encontram-se na Tabela 3.

TABELA 3 Resultados das análises preliminares.

Parâmetros avaliados
14/09/2006
28/09/2006
Resultados encontrados
Resultados encontrados
NH3
10,75 mg/L
18,25 mg/L
NH3-N
8,75 mg/L
15,0 mg/L
NH4
11,25 mg/L
19,5 mg/L
PO4
101,1 mg/L
57,25 mg/L
P2O5
33,0 mg/L
43,0 mg/L
P
75,5 mg/L
18,75 mg/L
NO3-N
15 mg/L
5,0 mg/L
NO3
60 mg/L
25 mg/L
DQO
8362 mg O2/L
1071,0 mg O2/L
Ph
4,6
4,97
Turbidez
2688 FAU
1107 FAU

3.4 Modelo

Será escolhido um modelo utilizado para dimensionamento de “Wetlands” indicado pela literatura e este será testado com os parâmetros obtidos no desenvolvimento do trabalho para verificação da viabilidade da sua aplicação para o resíduo estudado.

3.5 Análise Estatística




4 Resultados esperados

Que o sistema proposto consiga reduzir os níveis de poluição de tal modo que efluente possa ser lançado em corpos receptores sem causar prejuízo ao meio ambiente e sem alterar a classe do corpo receptor.

5 Cronograma de atividades

Para implementação deste projeto serão realizadas as atividades conforme cronograma apresentado na Tabela 3.

TABELA 3: Cronograma de atividades

Atividade
2ºsem 2006
1ºsem 2007
2ºsem 2007
1ºsem 2008
2ºsem 2008
1ºsem 2009
2ºsem 2009
1ºsem 2010
Disciplinas
x
x
x





Revisão Bibliográfica
x
x






Exame de qualificação


x





Construção da instalação piloto



x




Monitoramento do sistema



x
x
x


Discussão dos resultados e redação da tese






x
x
Defesa







x










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1 Introdução. 1
1.2 Hipótese. 3
1.3 Objetivos. 3
1.3.1 Objetivo Geral 3
1.3.2 Objetivos Específicos 3
2 Revisão Bibliográfica. 5
2.1 Origem e características do resíduo. 5
2.2 Impactos ambientais gerados pelo resíduo. 8
2.3 Métodos utilizados no tratamento de resíduos líquidos de laticínios. 10
2.3.1 Tratamentos preliminar e primário- 12
2.3.2 Tratamento secundário- 14
2.3.3 Tratamento terciário- 16
2.3.4 Sistemas anaeróbios 16
2.3.5 Leitos Cultivados com macrófitas ou “Constructed Wetlands” 19
3 Material e Métodos. 23
3.1 Local do experimento. 23
3.2 Tratamento. 23
3.2.1 Flotador 24
3.2.2 Reator Anaeróbio Compartimentado (RAC) 24
3.2.3 “Wetland” construída 25
FIGURA 3: “Wetland” construída. Planta baixa e corte. 26
3.2.4 Leitos de secagem- 26
3.3 Análises preliminares. 27
3.4 Modelo. 27
3.5 Análise Estatística. 27
4 Resultados esperados. 28
5 Cronograma de atividades. 29
6 Referências Bibliográficas. 30