Avaliação da formação de sulfuretos e parâmetros de qualidade … · 1.2 Estrutura da...

Avaliação da formação de sulfuretos e parâmetros de

qualidade no sistema elevatório de lamas da ETAR da Guia

Mariana Isabel Dias do Coito

Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em

Engenharia Civil

Orientadores

Professora Filipa Maria Santos Ferreira

Professor José Manuel de Saldanha Gonçalves Matos

Júri

Presidente: Professor António Alexandre Trigo Teixeira

Orientador: Professora Filipa Maria Santos Ferreira

Vogal: Professora Maria Joana Castelo Branco de Assis Teixeira Neiva Correia

Outubro de 2014

i

Agradecimentos

Quero expressar o meu sincero agradecimento a todas as pessoas que tornaram possível a

concretização deste trabalho.

Agradeço à minha orientadora, Professora Filipa Ferreira, pelo apoio técnico e científico, pela constante

disponibilidade e motivação, pelas sugestões e revisão de todo o texto.

Agradeço ao meu orientador, Professor José Saldanha Matos, pelo apoio técnico e científico, pela

constante disponibilidade, motivação e pelos conselhos ao longo do desenvolvimento deste trabalho.

Agradeço à Eng.ª Natércia Matias e aos docentes e restante pessoal da Secção de Hidráulica e

Recursos Hídricos e Ambientais do Instituto Superior Técnico, pela disponibilidade de meios e

acompanhamento do trabalho ao longo do período de elaboração da dissertação.

Agradeço à Eng.ª Catarina Lopes, à Eng.ª Catarina Correia e ao Eng. João Santos Silva da empresa

SANEST, por permitir a aplicação deste tema a um caso de estudo, pelo fornecimento de dados e pelos

esclarecimentos de questões. Também agradeço a colaboração de outros colegas e funcionários na

realização das campanhas e análises laboratoriais.

Agradeço a colaboração do Laboratório de Análises do Instituto Superior Técnico, nomeadamente à

Eng.ª Bárbara Alfaiate, pela realização das análises laboratoriais e pelos esclarecimentos dos métodos.

Finalmente, agradeço aos meus pais, ao meu irmão Tiago e à minha família, pelo amor, amizade,

motivação e preocupação pela minha formação pessoal e académica. Ao Fábio pela compreensão,

amor e apoio nos momentos mais difíceis. E aos meus amigos, pela amizade e incentivos constantes.

iii

Resumo

As águas residuais sofrem alterações físicas, químicas e biológicas durante o seu transporte ao longo

de coletores. Em sistemas de drenagem, os tempos de percurso podem ser elevados, resultando, na

massa líquida, na variação das concentrações de oxigénio dissolvido, sulfuretos dissolvidos, carência

química de oxigénio, potencial redox e pH. Na ausência de oxigénio, as condições de septicidade

estabelecem-se e associam-se à formação de sulfuretos, o que pode resultar na libertação de gás

sulfídrico, em corrosão, toxicidade e odores ofensivos.

Em Portugal é relativamente frequente a existência de condutas elevatórias de águas residuais de

elevada extensão com problemas associados à formação de sulfuretos, mas não é usual a existência

de condutas elevatórias de lamas com um comprimento significativo, sendo escasso o conhecimento

específico dos processos que ocorrem nestas circunstâncias.

Neste trabalho foram avaliados os parâmetros de qualidade, a formação de sulfuretos e as

concentrações de gás sulfídrico a jusante das duas condutas elevatórias de lamas em paralelo, da

ETAR da Guia, com cerca de 4 km de extensão. Foram realizadas campanhas experimentais com

medições “in situ” e com análises laboratoriais.

Os resultados das campanhas permitiram verificar que os sulfuretos formados resultam da redução

bioquímica do ião sulfato, a taxa de formação de sulfuretos nas condutas elevatórias é praticamente

constante e existe uma relação direta entre a descarga das lamas e a concentração de gás sulfídrico

no tanque de receção de lamas. Estas observações podem servir de base para a estratégia de controlo

dos efeitos da presença de sulfuretos no sistema.

Palavras-chave: lamas, condutas elevatórias, sulfuretos, parâmetros de qualidade, campanhas

experimentais

v

Abstract

Wastewater undergoes physical, chemical and biological changes while flowing along sewer systems.

In fact, when serving large areas, the travel time of the wastewater in the sewer systems may be of

several hours, bringing about significant changes, namely in the redox potential, dissolved oxygen and

dissolved sulfides concentrations, chemical oxygen demand and pH. These changes are particularly

important due to the potential increase of sulfide formation and release of hydrogen sulfide gas and the

occurrence of corrosion, toxicity and offensive odors.

In Portugal the existence of long wastewater pumping sewers is relatively common and problems

associated with the formation of sulfides may occur. Nevertheless, there is a limited number of pumping

sludge systems with a significant length, thus the knowledge about the processes that might occur in

these circumstances is scarce.

The present work focuses on the evaluation the quality parameters (namely the formation of sulfides

and hydrogen sulfide) on the long sludge pumping system of Guia WWTP, which is 4 km long.

Experimental campaigns were made with measurements “in situ” and laboratory analysis.

The results of the campaigns confirmed that the formation of sulfides derives from the biochemical

reduction of the sulfate ion. Furthermore, the rate of formation of sulfides in the pumping system is

practically constant and that there is a direct relationship between the sludge discharge and the

concentration of hydrogen sulfide in the reception tank of sludge. These observations can be used as a

basis to control the effects due to the presence of sulfides.

Keywords: sludge, pumping systems, sulfides, quality parameters, experimental campaigns

vii

Índice

1. Introdução .........................................................................................................................................1

1.1 Enquadramento e objetivos da dissertação ..............................................................................1

1.2 Estrutura da dissertação ...........................................................................................................2

2. Problemática dos sulfuretos em águas residuais .............................................................................5

2.1 Considerações introdutórias .....................................................................................................5

2.2 Origem, natureza das reações e propriedades dos sulfuretos .................................................5

2.3 Consequências do sulfureto de hidrogénio ou gás sulfídrico ...................................................9

2.4 Controlo das consequências de septicidade ......................................................................... 12

3. Avaliação da concentração de sulfuretos e gás sulfídrico ............................................................ 17

3.1 Considerações introdutórias .................................................................................................. 17

3.2 Escoamentos sob pressão ..................................................................................................... 17

3.3 Escoamentos em superfície livre ........................................................................................... 19

3.4 Libertação de gás sulfídrico e corrosão ................................................................................. 22

4. Produção, tratamento e destino final das lamas em sistemas de águas residuais ....................... 27


4.2 Caracterização das lamas...................................................................................................... 27

4.3 Tratamento de lamas ............................................................................................................. 30

4.4 Transporte de lamas .............................................................................................................. 32

5. Princípios da digestão anaeróbia de lamas ................................................................................... 35


5.2 Fases do processo ................................................................................................................. 35

5.3 Influência dos parâmetros de qualidade no processo ........................................................... 37

6. Estudos de campo ......................................................................................................................... 43


6.2 Breve descrição do Sistema de saneamento da Costa do Estoril ......................................... 43

6.3 Metodologia de trabalho de campo ........................................................................................ 49

6.3.1 Considerações gerais .................................................................................................. 49

6.3.2 Campanhas experimentais .......................................................................................... 50

6.3.2.1 Em época não balnear ....................................................................................... 50

6.3.2.2 Em época balnear .............................................................................................. 54

viii

6.3.3 Equipamentos e material utilizado ............................................................................... 56

6.3.4 Análises laboratoriais ................................................................................................... 58

6.4 Apresentação de resultados .................................................................................................. 59

6.4.1 Resultados em época não balnear .............................................................................. 59

6.4.1.1 Na fase líquida ................................................................................................... 59

6.4.1.2 Na fase gasosa .................................................................................................. 65

6.4.2 Resultados em época balnear ..................................................................................... 67

6.4.2.1 Na fase líquida ................................................................................................... 67

6.4.2.2 Na fase gasosa .................................................................................................. 73

6.5 Discussão de resultados ........................................................................................................ 75

7. Conclusões e perspetivas de trabalhos futuros ............................................................................. 79

Referências bibliográficas ..................................................................................................................... 81

Anexos .......................................................................................................................................................I

Anexo I: Elementos fotográficos ..............................................................................................................III

Anexo II: Breve descrição das análises laboratoriais ............................................................................ VII

Anexo III: Medições de parâmetros de qualidade no ar ......................................................................... IX

ix

Índice de figuras do texto

Figura 2.1 – Representação esquemática da formação dos sulfuretos num coletor (adaptada de Matos,

1992). ....................................................................................................................................................... 7

Figura 2.2 – Distribuição das concentrações de equilíbrio das espécies H2S, HS- e S2-, em função do

pH da massa líquida (adaptada de Matos, 1992). .................................................................................. 8

Figura 2.3 – Efeitos do odor e da toxicidade relacionados com a concentração de gás sulfídrico

(adaptada de ASCE (1989), EPA (1985) e Matos (1992)). ................................................................... 10

Figura 2.4 – Diagrama de Pourbaix do enxofre (espécies oxidadas apresentadas acima da linha

vermelha e as redutoras abaixo) (adaptada de Firer et al., 2008). ....................................................... 15

Figura 2.5 – Redução do sulfureto de hidrogénio com a adição de FeCl3 e a correspondente variação

do pH (adaptada de Aslanidou et al., 2008). ......................................................................................... 16

Figura 3.1 – Variação da concentração de equilíbrio do gás sulfídrico no ar, em função da temperatura

e da concentração em solução (adaptada de EPA, 1985).................................................................... 23

Figura 4.1 – Esquema ilustrativo do tratamento de águas residuais convencional (adaptada de

Carvalho, 2002). .................................................................................................................................... 27

Figura 4.2 – Esquema ilustrativo do tratamento de lamas convencional (adaptada de Carvalho, 2002).

............................................................................................................................................................... 30

Figura 5.1 – Esquema do processo da digestão anaeróbia (adaptada de Monte, 2010). .................... 36

Figura 5.2 – Classes de microrganismos em função da temperatura (adaptada de Monte, 2010). ..... 38

Figura 6.1 – Representação esquemática do sistema de saneamento da Costa do Estoril ................ 44

Figura 6.2 – Fase líquida (à esquerda) e fase sólida (à direita) da ETAR da Guia .............................. 45

Figura 6.3 – Estação de tratamento da fase sólida (adaptada de www.sanest.pt)............................... 47

Figura 6.4 – Representação esquemática do traçado em planta de uma das condutas elevatórias. .. 48

Figura 6.5 – Representação esquemática do perfil longitudinal das condutas elevatórias (a verde

representam-se as ventosas e a azul as descargas de fundo)............................................................. 48

Figura 6.6 – Local da secção P1 (à esquerda) e recolha (à direita). .................................................... 50



Figura 6.9 – Duração das bombagens e volume acumulado, para cada bomba, para o turno 1 e 3 (1º

dia). ........................................................................................................................................................ 52

Figura 6.10 – Amostra após 20 minutos com o sobrenadante bem visível (à esquerda) e o enchimento

dos frascos para a avaliação dos SD (à direita). ................................................................................... 54

x

Figura 6.11 – Duração das bombagens e volume acumulado de lamas, para cada bomba, para o turno

1 e 3. ...................................................................................................................................................... 55

Figura 6.12 – Equipamento utilizado nas medições efetuadas na atmosfera (modelo GFM, GasData).

............................................................................................................................................................... 56

Figura 6.13 – Sonda multiparamétrica para medições “in situ” da massa líquida. ............................... 56

Figura 6.14 – Kits colorimétricos para medição rápida de sulfuretos (gama 0-0,25 mg/L à esquerda e 0-

5 mg/L à direita). .................................................................................................................................... 57

Figura 6.15 – Kits para a medição da CQO e espectrofotómetro utilizado (gama 25-1 500 mg/L). ..... 57

Figura 6.16 – Evolução da temperatura (°C) e do pH (-) para A1 (1º dia). ........................................... 61

Figura 6.17 – Evolução da concentração do OD (mg/L) e da condutividade (mS/cm) para A1 (1º dia).

............................................................................................................................................................... 61

Figura 6.18 – Evolução do potencial redox (mV) para A1 (1º dia) e para B2 (2º dia). ......................... 61

Figura 6.19 – Resultados obtidos para os ST (à esquerda) e SO42- (à direita) no 1º dia. ..................... 62

Figura 6.20 – Resultados obtidos para a CQOT no 1º dia. ................................................................... 62

Figura 6.21 – Resultados obtidos para os ST (à esquerda) e STv (à direita) no 1º dia. ...................... 62

Figura 6.22 – Resultados obtidos para os ST (à esquerda) e SO42- (à direita) no 2º dia. ..................... 63

Figura 6.23 – Resultados obtidos para a CQOT no 2º dia. ................................................................... 63

Figura 6.24 – Resultados obtidos para os ST (à esquerda) e STv (à direita) no 2º dia. ...................... 63

Figura 6.25 – Evolução da concentração de H2S, de CH4 e de O2 (1º dia à esquerda e 2º dia à direita).

............................................................................................................................................................... 66

Figura 6.26 – Evolução da temperatura (°C) e do pH (-) para A1 nas duas secções de amostragem. 69

Figura 6.27 – Evolução da concentração do OD (mg/L) e da condutividade (mS/cm) para A1 nas duas

secções de amostragem. ...................................................................................................................... 69

Figura 6.28 – Evolução do potencial redox (mV) para A1 nas duas secções de amostragem. ........... 69

Figura 6.29 – Resultados obtidos para os ST (à esquerda) e CQOT (à direita) no 1º dia. .................... 70



Figura 6.32 – Concentrações de H2S e CH4 no ar no tanque de receção de lamas desde as 0h até às

12h do 2º dia de campanha. .................................................................................................................. 74

Figura 6.33 – Concentrações de H2S e CH4 no ar no tanque de receção de lamas desde as 12h até às

24h do 2º dia de campanha. .................................................................................................................. 74

Figura 6.34 – Taxa horária de formação de sulfuretos (padronizada a 20ºC), em função da CQOT. .. 75

xi

Índice de tabelas do texto

Tabela 2.1 – Identificação de reações em coletores de águas residuais (adaptada de EPA, 1985). .... 6

Tabela 2.2 – Influência do pH na formação de sulfuretos (adaptada de Matos, 1992). ......................... 8

Tabela 2.3 – Critérios para exposição ao gás sulfídrico. ...................................................................... 11

Tabela 2.4 – Relação da dosagem necessária de cloreto ferroso (FeCl2) para controlo de 90% de

sulfuretos em cada intervalo de concentração de sulfuretos dissolvidos presentes nas águas residuais.

............................................................................................................................................................... 14

Tabela 3.1 – Relação do parâmetro empírico de Pomeroy (Zp) com o sulfureto de hidrogénio (adaptada

de Matos, 1992). .................................................................................................................................... 21

Tabela 3.2 – Valores para o parâmetro Ka. ........................................................................................... 24

Tabela 3.3 – Valores para o parâmetro Al. ........................................................................................... 25

Tabela 4.1 – Exemplo de uma composição físico-química e propriedades de lamas primárias e

secundárias (adaptada de Metcalf & Eddy et al. 2003). ....................................................................... 30

Tabela 5.1 – Vantagens e desvantagens da gama termofílica em relação à mesofílica (adaptada de

Monte,2010). ......................................................................................................................................... 39

Tabela 5.2 – Potencial redox para cada tipo de bactéria (adaptada de Monte, 2010). ........................ 39

Tabela 6.1 – Características das lamas geradas na ETAR da Guia em 2010 e 2011 (adaptada de Berco,

2013). ..................................................................................................................................................... 46

Tabela 6.2 – Volumes de lamas e consumos da solução de cloreto férrico na ETAR, em alguns meses

de 2013 (período balnear e não balnear). ............................................................................................. 47

Tabela 6.3 – Informação de caracterização geométrica das condutas elevatórias. ............................. 49

Tabela 6.4 – Turnos, volumes bombados e duração das bombagens para cada arranque, em época

não balnear. ........................................................................................................................................... 52

Tabela 6.5 – Intervalos de amostragem para as recolhas das amostras. ............................................ 53

Tabela 6.6 – Horários das recolhas das amostras em época não balnear. .......................................... 53

Tabela 6.7 – Turnos, volume bombado e duração das bombagens para cada arranque, em época

balnear. .................................................................................................................................................. 55

Tabela 6.8 – Horários teóricos adotados para as recolhas das amostras em época balnear. ............. 55

Tabela 6.9 – Normas utilizadas para as análises laboratoriais. ............................................................ 58

Tabela 6.10 – Número de amostras recolhidas para análise em cada dia de campanha. ................... 58

Tabela 6.11 – Resultados obtidos para a campanha em época não balnear. ...................................... 60

Tabela 6.12 – Valores estatísticos como a média, desvio padrão e variância em época não balnear. 64

xii

Tabela 6.13 – Resultados auxiliares para a relação entre sulfatos e sulfuretos................................... 65

Tabela 6.14 – Taxa de formação de sulfuretos na conduta elevatória de lamas em época não balnear.

............................................................................................................................................................... 65

Tabela 6.15 – Resultados obtidos em termos de concentração de H2S, CH4 e OD em época não balnear.

............................................................................................................................................................... 66

Tabela 6.16 – Resultados obtidos nas campanhas experimentais em época balnear. ........................ 68

Tabela 6.17 – Valores estatísticos como a média, desvio padrão e variância em época balnear. ...... 71

Tabela 6.18 – Resultados obtidos para os SD e a relação entre SD e ST. ............................................ 72

Tabela 6.19 – Resultados auxiliares para a relação entre CQOD e CQOT. .......................................... 72

Tabela 6.20 – Taxa de formação de sulfuretos na conduta elevatória de lamas em época balnear. .. 73

Tabela 6.21 – Resultados obtidos para a concentração de H2S em época balnear. ........................... 73

xiii

Índice de figuras dos anexos

Figura A 1 – Grupos elevatórios (à esquerda) e identificação dos frascos (à direita) (6-2-2014). ........ III

Figura A 2 – Frascos prontos para a recolha (à esquerda) e medições “in situ” (à direita) (6-2-2014). III

Figura A 3 – Enchimento dos frascos (à esquerda) e adição de hidróxido de sódio (à direita) 6-2-2014).

................................................................................................................................................................ III

Figura A 4 – Kits de sulfuretos, onde se observa que a amostra está entre 0,1 e 0,3 mg/L (6-2-2014).

................................................................................................................................................................ III

Figura A 5 – Preparação das recolhas (à esquerda) e frascos prontos (à direita) na secção P2 (6-2-

2014). ...................................................................................................................................................... IV

Figura A 6 – Conduta elevatória B (à esquerda) e descarga de fundo (à direita) (25-2-2014). ............ IV

Figura A 7 – Recolha (à esquerda) e sonda multiparamétrica a medir (à direita) (25-2-2014). ............ IV

Figura A 8 – Preparação dos kits de sulfuretos (à esquerda) e diluição das lamas (à direita) (25-2-2014).

................................................................................................................................................................ IV

Figura A 9 – Topo do tanque de receção de lamas (à esquerda) e conduta elevatória na secção P3

(ETFS) (à direita) (25-2-2014). ................................................................................................................ V

Figura A 10 – Equipamentos preparados (à esquerda) e amostras recolhidas (à direita) (25-2-2014). V

Figura A 11 – Preparação da recolha (à esquerda) e colocação da sonda a medir (à direita) (25-2-2014).

................................................................................................................................................................. V

Figura A 12 – Diluição das lamas para os testes de CQO (à esquerda) e testes de CQO (à direita) .... V

Figura A 13 – Recolha da massa liquida na secção P1 (7-7-2014). ...................................................... VI

Figura A 14 – Enchimento dos frascos (à esquerda) e resultado de medição por kit (à direita) (7-7-

2014). ...................................................................................................................................................... VI

Figura A 15 – Enchimento do frasco para a análise da CQOD (à esquerda) e do SD (à direita) (7-7-2014).

................................................................................................................................................................ VI

Figura A 16 – Recolha da massa liquida na secção P3 (7-7-2014). ...................................................... VI

Figura A 17 – Concentrações de gás sulfídrico no tanque de receção de lamas, na entrada da

desodorização e no tanque de lamas espessadas (6-2-2014). ............................................................. IX

Figura A 18 – Concentrações de gás sulfídrico no tanque de receção de lamas, na entrada da

desodorização e no tanque de lamas espessadas nos dias 24, 25 e 26 de Fevereiro de 2014. .......... XI

Figura A 19 – Evolução da concentração de H2S em época balnear (1º dia à esquerda e 2º dia à direita).

................................................................................................................................................................ XI

Figura A 20 – Evolução da concentração de H2S em época balnear (3º dia). ...................................... XI

xiv

Figura A 21 – Concentrações de CH4, H2S, CO e O2 no ar no tanque de receção de lamas (ETFS)

desde das 0h até às 12h do 1º dia. ....................................................................................................... XII


desde das 12h até às 24h do 1º dia. ..................................................................................................... XII


desde das 0h até às 12h do 2º dia. ...................................................................................................... XIII


desde das 12h até às 24h do 2º dia. .................................................................................................... XIII


desde das 0h até às 12h do 3º dia. ...................................................................................................... XIII


desde das 12h até às 24h do 3º dia, com realce a preto as medições efetuadas com a ventilação

desligada. .............................................................................................................................................XIV

Índice de tabelas dos anexos

Tabela A 1 – Concentrações de gás sulfídrico em época não balnear no 1º dia (6-2-2014). ............... IX

Tabela A 2 – Medições de gás sulfídrico à entrada da desodorização e no tanque de lamas espessadas

em época não balnear (no dia 24, 25 e 26 de Fevereiro de 2014). ........................................................ X

Tabela A 3 – Medições de gás sulfídrico no tanque de receção de lamas em época não balnear........ X

Tabela A 4 – Média, máximo, mínimo, desvio padrão e variância dos três dias em época balnear. ... XII

xv

Acrónimos e fórmulas químicas

Sigla Significado

ACGIH American Conference on Governamental Industrial Hygienists

ADM1 Anaerobic Digestion Model nº 1

AGV Ácidos gordos voláteis

Al Alumínio

Ar Arsénio

ASCE American Society of Civil Engineers

ASM I, II e III Activated Sludge Model nº1, 2 e 3

B Boro

BRS Bactérias redutoras de sulfato

C Carbono

Ca Cálcio

CH3CH2COCOOH Cetobutirato

CH3SCH2CHNH2COOH Metionina

CH3SH Metil mercaptano

CH4 Metano

CH4OH Metil álcool

Cl Cloro

Co Cobalto

CO Monóxido de carbono

CO2 Dióxido de carbono

Cr Crómio

Cu Cobre

EPA Environmental Protection Agency

ETAR Estação de tratamento de águas residuais

ETFL Estação de tratamento da fase líquida

ETFS Estação de tratamento da fase sólida

Fe Ferro

Fe2+ Ião ferro (II) ou ferroso

Fe3+ Ião ferro (III) ou férrico

FeCl2 Cloreto de ferro (II) ou ferroso

FeCl3 Cloreto de ferro (III) ou férrico

FeS Sulfureto de ferro

H+ Ião hidrogénio

H2O Água

H2O2 Peróxido de hidrogénio

H2S Sulfureto de hidrogénio

H2SO4 Ácido sulfúrico

xvi

Sigla Significado

Hg Mercúrio

HS- Ião hidrogenossulfureto

HSO4- Ião bissulfato

IST Instituto Superior Técnico

K Potássio

KMnO4 Permanganato de potássio

LIE Limite inferior de explosividade

Mg Magnésio

Mn Manganésio

Mo Molibdénio

MS Matéria seca

N Azoto

NaOH Hidróxido de sódio

N2 Nitrogénio

NH3 Amoníaco

NH4 Azoto amoniacal

Ni Níquel

NIOSH National Institute for Occupational Safety and Health

NO3 Azoto nítrico

NO3- Ião nitrato

NR 15 Norma regulamentadora 15 (Brasil)

O2 Oxigénio

OSHA Occupational Safety and Health Administration

P Fósforo

Pb Chumbo

PVC Policloreto de polivinila

S Enxofre

S2- Ião sulfureto

SANEST Saneamento da Costa do Estoril

Se Selénio

SMEWW Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater

SSV Sólidos suspensos voláteis

Zn Zinco

ZnS Sulfureto de zinco

xvii

Simbologia

Símbolo Significado Unidades

ACS Área da secção transversal m2

Al Alcalinidade do material -

b Largura superficial do escoamento m

CA Fator de turbulência -

CBO5 Carência bioquímica de oxigénio mg/L

CH4 Metano % de LIE

CQO Carência química de oxigénio mg/L

CQOD Carência química de oxigénio dissolvida mg/L

CQOS Carência química de oxigénio solúvel mg/L

CQOT Carência química de oxigénio total mg/L

CR Taxa média de corrosão do betão (ou fibrocimento) mm/ano

CRf Taxa média de corrosão do ferro mm/ano

D Diâmetro da conduta m

d[S]/dt Taxa de formação de sulfuretos expressa em termos da

variação da concentração na massa líquida

mg/(L.h)

d[St]/dt Taxa de libertação de sulfuretos mg/(L.h)

dm Altura média do escoamento m

Ec Espessura máxima do coletor, que se admite poder ser

deteriorada sem ocorrer colapso do coletor

mm

Fi Taxa de libertação do gás sulfídrico da massa líquida g/(m2.s)

Fi1 Fluxo de gás sulfídrico para as paredes do coletor g/(m2.h)

g Aceleração da gravidade m/s2

H2S Concentração de sulfureto de hidrogénio (gás sulfídrico sob

a forma gasosa)

ppm

H2SL Concentração de sulfureto de hidrogénio na massa líquida mg/L

i Inclinação do coletor m/m

J Perda de carga unitária m/m

k Constante empírica da expressão de Nielsen et al. (1998) -

K Constante da Lei de Henry atm

Ka Parâmetro empírico que traduz a fração do ácido formado

que reage com as paredes do coletor

-

Kb Constante empírica da expressão de Boon e Lister (1975) m/h

Km Constante empírica da expressão de Matos (1886) -

Kp Constante empírica da expressão de Pomeroy (1959) -

KS1; KS2 Constantes de equilíbrio do processo de dissociação dos

sulfuretos

-

Kt Constante empírica da expressão de Thistlewayte (1972) -

xviii

Símbolo Significado Unidades

L Extensão do trecho m

M e m Constantes empíricas -

OD Oxigénio dissolvido mg/L

ORP Potencial redox (Oxidation reduction potential) mV

P Perímetro molhado m

p Pressão parcial do gás no ar atm

PP H2S Pressão parcial de H2S (g) na atmosfera do coletor atm

p1 Perímetro não molhado do coletor m

pH Potencial de hidrogénio -

Q Caudal m3/s

q Razão entre a concentração de gás sulfídrico no ar e a

concentração de equilíbrio definida pela Lei de Henry;

-

Qsc Caudal correspondente à secção cheia m3/s

SD Sulfuretos dissolvidos mg/L

Sj Concentração de sulfuretos totais na secção final do trecho mg/L

Slim Concentração máxima de sulfuretos no trecho (apenas

atingível, em teoria, se o trecho tiver uma extensão infinita)

mg/L

Sm Concentração de sulfuretos totais na secção inicial do trecho mg/L

SO42- Concentração do ião sulfato mg/L

St Concentração de sulfuretos na massa líquida mg/L

ST Sulfuretos totais mg/L

ST Sólidos totais %

STV Sólidos totais voláteis %

T Temperatura da massa líquida °C

t Período de exploração do coletor anos

tr Tempo de retenção na conduta h

TRH Tempo de retenção hidráulica dias

V Velocidade média do escoamento m/s

Vcs Velocidade crítica do escoamento m/s

Vol Volume m3

x Fração molar de equilíbrio do gás em solução -

Zp Parâmetro empírico de Pomeroy -

γ Peso volúmico N/m3

θ Parâmetro representativo do efeito da temperatura -

μ Viscosidade dinâmica N s/m2

ω Largura do escoamento m

1

1. Introdução

1.1 Enquadramento e objetivos da dissertação

Uma das maiores preocupações associadas ao crescimento da população é a transformação da água

utilizada nas diversas atividades domésticas e industriais em água poluída (ou água residual) que

necessita de ser tratada para poder ser descarregada nos meios recetores, ou ser reutilizada. Os efeitos

dessa expansão urbana têm-se vindo a refletir na conceção, dimensionamento e execução de sistemas

de drenagem maiores e mais complexos, por exemplo com a construção de instalações e condutas

elevatórias e estações de tratamento para as águas residuais e para as lamas.

Durante o transporte, as águas residuais sofrem alterações físicas, químicas e biológicas. A variação

do caudal, do pH, do potencial redox, a presença ou não de oxigénio dissolvido, as características da

massa líquida (como as concentrações de sólidos suspensos, matéria orgânica, ião sulfato, sulfuretos,

substâncias odoríferas, entre outras) são exemplos de aspetos que influenciam o bom funcionamento

dos sistemas (Matos, 1992). Particularmente em instalações elevatórias, um dos grandes problemas é

a existência de condutas elevatórias de elevada extensão que proporcionam longos períodos de

retenção e elevados tempos de percurso, contribuindo para a ocorrência de septicidade.

Em condições anaeróbias, os sulfuretos podem formar-se a partir de substâncias que contenham

enxofre ou compostos sulfurosos e, posteriormente, parte dos sulfuretos dissolvidos podem libertar-se

para a atmosfera dos coletores sob a forma de gás sulfídrico, o que resulta em odores desagradáveis

e ambiente tóxicos. Quando combinado com a humidade e oxigénio atmosférico pode formar-se o ácido

sulfúrico, que é responsável pela corrosão e colapso de infraestruturas (Matias et al., 2013).

As consequências associadas à formação de sulfuretos têm tido uma importância crescente nas últimas

décadas, principalmente com o aumento do comprimento das redes, o que promove a formação de

sulfuretos e potenciam os problemas associados. Os riscos de formação de sulfuretos em sistemas

elevatórios de águas residuais têm sido tema de diversos estudos e encontram-se documentados na

literatura de especialidade, embora tal não se verifique com os sistemas elevatórios de lamas,

possivelmente por ser pouco comum a existência destes sistemas. No entanto, em Portugal, temos

como exemplo o sistema elevatório de lamas da ETAR da Guia (SANEST) com uma conduta elevatória

de comprimento significativo e com problemas provocados pela presença de sulfuretos.

O objetivo desta dissertação é contribuir para o conhecimento da formação de sulfuretos em condutas

elevatórias de lamas, uma vez que existe falta de informação neste domínio, com recurso a trabalho

de campo na conduta elevatória de lamas da ETAR da Guia. Como este trabalho está enquadrado num

caso de estudo pretende-se, também, que seja útil para a entidade gestora na medida em que contribua

para desenvolver estratégias para o controlo ou mitigação dos problemas resultantes da formação de

sulfuretos.

Assim, recorreu-se ao conhecimento científico sobre as origens, propriedades e consequências dos

sulfuretos em águas residuais para se perceber em que medida a formação dos sulfuretos em águas

residuais se relaciona com a formação de sulfuretos em condutas de lamas. Também se estudaram os

2

procedimentos para controlo das consequências dos sulfuretos, as características das lamas (que

resultam do tipo de tratamento das águas residuais), o tratamento e o transporte de lamas, de modo a

compreender as condições favoráveis à produção de sulfuretos, a relação com as características das

lamas e a influência da presença de sulfuretos no tratamento e transporte de lamas. Estudou-se, ainda,

o processo da digestão anaeróbia e os parâmetros envolvidos para se tentar perceber se existe alguma

relação entre a estabilização anaeróbia e o que acontece no interior das condutas elevatórias de lamas.

O trabalho desenvolvido é baseado nos resultados obtidos em campanhas experimentais (com

medições “in situ” e com recolha de amostras para análise em laboratório em períodos diferentes,

balnear e não balnear), tendo-se estabelecido os seguintes objetivos específicos:

avaliar a formação de sulfuretos e a evolução dos parâmetros de qualidade ao longo da conduta

elevatória, em condições ambientais diversas: fora do período balnear e em período balnear;

estabelecer relações entre a concentração de sulfuretos e os outros parâmetros de qualidade

das lamas;

avaliar as concentrações máximas de gás sulfídrico na descarga da conduta elevatória, ou seja,

no tanque de receção de lamas da estação de tratamento da fase sólida (ETFS).

1.2 Estrutura da dissertação

A presente dissertação é constituída por sete capítulos e três anexos.

No capítulo 1 é apresentado o enquadramento, os objetivos e a estrutura da dissertação.

No capítulo 2 descrevem-se as condições necessárias para a formação de sulfuretos em sistemas de

águas residuais, nomeadamente as origens, natureza das reações e propriedades dos sulfuretos, como

base científica para auxiliar à interpretação dos resultados obtidos com as campanhas experimentais.

Também se referem as principais consequências para a população e infraestruturas, das

concentrações e efeitos da exposição em atmosferas confinadas e procedimentos de controlo de

sulfuretos, de natureza mecânica e química.

No capítulo 3 apresentam-se as expressões empíricas para os cálculos da taxa de formação de

sulfuretos em águas residuais em condutas sob pressão e com escoamento em superfície livre, para a

obtenção da taxa de libertação de gás sulfídrico da massa líquida e da taxa média de corrosão.

No capítulo 4 sintetizam-se os vários tipos de lamas e os processos de tratamento de águas residuais

que lhes dão origem, bem como as suas principais características. Também são sintetizados os

processos de tratamento de lamas e os métodos de transporte. Naturalmente, as características das

lamas influenciam os tipos de tratamento e de transporte e, consequentemente a formação de

sulfuretos.

No capítulo 5 descrevem-se as fases do processo da digestão anaeróbia de lamas, os principais

produtos de cada fase e o tipo de bactérias envolvidas. Salientam-se, ainda, os vários parâmetros e

condições favoráveis ao processo assim como as substâncias inibidoras do processo. Algumas

3

características da digestão anaeróbia das lamas podem suscitar semelhanças com as condições das

lamas dentro das condutas elevatórias.

No capítulo 6 apresenta-se o caso de estudo, começando por descrever o sistema de saneamento da

Costa do Estoril e a metodologia utilizada nas campanhas experimentais (o procedimento, os

equipamentos e as análises laboratoriais). Também se apresentam os resultados para cada campanha,

em época não balnear e balnear, e para cada fase (líquida e gasosa). Na discussão de resultados

apresentam-se as conclusões obtidas com o trabalho de campo e as principais relações com os

capítulos teóricos desta dissertação.

No capítulo 7, apresentam-se as principais conclusões e as perspetivas para trabalhos futuros.

Por fim, apresentam-se no Anexo I algumas fotografias das campanhas experimentais, no Anexo II um

resumo dos métodos utilizados nas análises laboratoriais e no Anexo III as medições de parâmetros de

qualidade no ar.

5

2. Problemática dos sulfuretos em águas residuais

2.1 Considerações introdutórias

As condições de septicidade estabelecem-se na ausência de oxigénio e associam-se à formação de

sulfuretos. Esta formação depende de vários parâmetros, nomeadamente da disponibilidade de matéria

orgânica e de sulfatos, da temperatura, do pH, da velocidade média do escoamento, do tempo de

percurso, da concentração de oxigénio dissolvido, da carência química de oxigénio e do potencial redox

da massa líquida. Neste capítulo descrevem-se as principais origens e características que permitem a

formação de sulfuretos em águas residuais, bem como as principais consequências e métodos de

controlo.

A problemática associada à ocorrência de sulfuretos é provável em sistemas de drenagem,

nomeadamente nos emissários e nos intercetores que não cumprem as condições de autolimpeza,

uma vez que o tempo de percurso e/ou deposição de sedimentos são elevados, e nas condutas

elevatórias de grande extensão, onde o escoamento se processa sob pressão e sem lugar a

rearejamento. Também, em estações de tratamento pode ocorrer a septicidade, principalmente nos

órgãos com tempos de retenção elevados ou rearejamento insuficiente.

2.2 Origem, natureza das reações e propriedades dos sulfuretos

A principal origem dos sulfuretos é a sua formação no interior dos filmes biológicos e sedimentos

presentes em sistemas de drenagem a partir substâncias que contêm enxofre ou compostos sulfurosos

(orgânicos e inorgânicos) e que são termodinamicamente estáveis à temperatura ambiente, como é o

caso do ião sulfato (SO42-), do ião bissulfato (HSO4

-), do enxofre elementar (S0), do ião sulfureto (S2-),

do ião hidrogenossulfureto (HS-) e do sulfureto de hidrogénio (H2S) (ASCE, 1989).

Segundo Matos (1992), os sulfuretos podem ter outras origens, salientando-se a descarga de águas

residuais industriais com sulfuretos, a descarga de águas residuais domésticas, já séticas, e a infiltração

de águas provenientes de aquíferos com concentrações elevadas de sulfuretos. As águas residuais

domésticas contêm, em regra, 3 a 6 mg/L de compostos sulfurosos orgânicos provenientes de material

de origem proteica e de detergentes de origem doméstica, e 30 a 60 mg/L de compostos sulfurosos

inorgânicos, sob a forma de sulfatos nos efluentes, podendo obter-se concentrações mais elevadas

com infiltrações de água ou descarga de águas residuais industriais (Gostelow et al., 2001).

Os sulfuretos podem ser divididos em dois grupos: os não solúveis e os solúveis em água. Os primeiros

dependem de certos elementos metálicos (ferro, zinco, cobre ou chumbo) para reagirem com o ião

sulfureto e produzirem precipitados, tais como o sulfureto de ferro (FeS) e o sulfureto de zinco (ZnS),

entre outros. A concentração dos sulfuretos não solúveis em água depende da natureza e concentração

inicial dos iões metálicos, da temperatura, do pH e da quantidade total de sulfuretos formados. Os

solúveis em água podem apresentar-se sob a forma de sulfureto de hidrogénio (H2S), de ião

hidrogenossulfureto (HS-) e de ião sulfureto (S2-). De acordo com EPA (1985), os sulfuretos solúveis

6

em água podem alcançar 70 a 90% da quantidade total de sulfuretos presentes nas águas residuais

domésticas.

Na ausência de oxigénio, a maior contribuição para a formação do sulfureto de hidrogénio é a redução

bioquímica do ião sulfato, expressa pela equação 2.1 e 2.2 (EPA, 1985). Também, os sulfuretos

orgânicos como os mercaptanos, tioéteres e dissulfuretos podem formar o sulfureto de hidrogénio,

representando-se a título exemplificativo a decomposição da metionina (CH3SCH2CHNH2COOH) na

expressão 2.3 e 2.4 (ASCE, 1989).

SO42− + matéria orgânica → S2− + H2O + CO2 (2.1)

S2− + 2H+ → H2S (2.2)

CH3SCH2CHNH2COOH + H2O → CH3SH + NH3 + CH3CH2COCOOH (2.3)

CH3SH + H2O → CH4OH + H2S (2.4)

De acordo com EPA (1985), na oxidação bioquímica da matéria orgânica, as bactérias removem

átomos de hidrogénio das moléculas orgânicas e adquirem energia. Estes átomos, depois de várias

reações bioquímicas, são transferidos para um recetor que pode ser um composto orgânico ou

inorgânico. Na Tabela 2.1 apresentam-se os possíveis recetores de hidrogénio e os produtos das

reações que podem ocorrer em coletores de águas residuais. Salienta-se que os produtos das reações

(1), (2) e (5) não provocam odores desagradáveis e que os microrganismos começam por usar o

oxigénio como recetor de hidrogénio, depois os nitratos e, na ausência destes, os sulfatos.

Tabela 2.1 – Identificação de reações em coletores de águas residuais (adaptada de EPA, 1985).

Número de ordem

Recetor de hidrogénio

Número de átomos de hidrogénio

intervenientes Produtos de reação

(1) O2 + 4 H+ 2H2O

(2) 2NO3- + 12 H+ N2 + 6H2O

(3) SO42- + 10 H+ H2S + 4H2O

(4) Corpos orgânicos

oxidados + x H+ Compostos orgânicos reduzidos

(5) CO2 + 8 H+ CH4 + 2H2O

No interior de coletores de águas residuais, os sulfuretos podem formar-se em três locais: na massa

líquida, no filme biológico e no interior dos sedimentos. Na Figura 2.1 encontra-se a representação

esquemática da formação dos sulfuretos num coletor de águas residuais. Segundo Thistlethwayte

(1972), a formação no interior da massa líquida é relevante quando as águas residuais são muito

séticas, os tempos de percurso são elevados e quando as condutas se encontram sob pressão. No

interior do filme biológico, a formação dos sulfuretos está sujeita à combinação de vários parâmetros e

no interior dos sedimentos, a formação ocorre quando as condições de autolimpeza não são garantidas.

7

Figura 2.1 – Representação esquemática da formação dos sulfuretos num coletor (adaptada de Matos, 1992).

A quantidade e qualidade da matéria orgânica é um dos fatores que condiciona a formação de

sulfuretos. Quanto maior for a concentração de materiais orgânicos preferidos pelas bactérias redutoras

de sulfato (BRS), maior é o potencial para a formação de sulfuretos. De acordo com Hvitved-Jacobsen

et al. (2013), geralmente, o sulfato existe em concentrações que não limitam a formação de sulfuretos

no filme biológico ou na massa líquida, mas para concentrações inferiores a 9-15 mg/L, a formação de

sulfuretos pode ser reduzida.

De acordo com EPA (1985), a formação de sulfuretos é possível quando a concentração de oxigénio

dissolvido na massa líquida se encontra entre 0 e 1 mg/L. Esta concentração depende das reações

físicas, químicas e biológicas que ocorrem no interior da massa líquida e da temperatura (quanto maior

a temperatura, menor a concentração de oxigénio dissolvido).

Potenciais redox ou redução-oxidação entre -100 e -300 mV são favoráveis à atividade das bactérias

redutoras de sulfato, o que permite a formação de sulfuretos. Para potenciais redox elevados, que estão

associados a concentrações elevadas de oxigénio dissolvido, a atividade das bactérias redutoras de

sulfato é impedida e pode ocorrer a oxidação dos sulfuretos (Matos, 1992).

Segundo Pomeroy e Bowlus (1946), a temperatura afeta a atividade bioquímica dos microrganismos e

pode aumentar a formação de sulfuretos em 7% por cada grau centígrado, com temperaturas entre os

10 e os 30 ºC. Adicionalmente, a temperatura influencia a solubilidade do oxigénio e do sulfureto de

hidrogénio, a libertação de gás sulfídrico e a distribuição das espécies de sulfuretos solúveis (Matos,

1992). A título exemplificativo do decréscimo da solubilidade do sulfureto de hidrogénio com a

temperatura, a 15 ºC a solubilidade é de 4 150 mg/L e a 25 ºC é de 3 175 mg/L (EPA,1985).

8

A condutividade elétrica na água residual doméstica varia entre -0,7 e 1,2 mS/cm a 25 ºC, depende da

temperatura e é um bom indicador da força iónica da solução. Se a temperatura aumentar, a

condutividade aumenta e a ionização é favorecida. Porém este parâmetro de qualidade não condiciona,

de forma relevante, a formação de sulfuretos (EPA, 1974).

O pH é um indicador do comportamento ácido ou básico da solução e os processos químicos e

biológicos só ocorrem numa determinada gama de valores, sendo a mais adequada para o

desenvolvimento dos microrganismos entre 6,5 e 8,5. Na Figura 2.2 pode observar-se que as

concentrações de sulfureto de hidrogénio e do ião hidrogenossulfureto predominam nesse intervalo e

com pH igual a 7 as concentrações são idênticas. Também se verifica que a prevalência do sulfureto

de hidrogénio aumenta à medida que o pH da massa líquida diminui. Na Tabela 2.2 encontram-se os

intervalos de pH admitidos por alguns autores e a descrição da sua influência na formação de

sulfuretos.

Figura 2.2 – Distribuição das concentrações de equilíbrio das espécies H2S, HS- e S2-, em função do pH da

massa líquida (adaptada de Matos, 1992).

Tabela 2.2 – Influência do pH na formação de sulfuretos (adaptada de Matos, 1992).

Autor Valor para o pH Influência

Pomeroy e Bowlus (1946)

Entre 7,5 e 8,0 As BRS desenvolvem-se e proliferam

mais facilmente.

Colin e Munk-Koefoed (1988)

Entre 5,0 e 9,5 A atividade redutora é superior.

Hauser e Holder (1988)

Redução do pH de 8,5 para 7,2 A taxa de formação de sulfuretos

aumenta em 20%.

Aumento do pH de 8,5 para 9,5 A taxa de formação de sulfuretos

diminui em 20%.

ASCE (1989) Aumento do pH acima de 12,5

durante 30 minutos com a adição de hidróxido de sódio

A formação de sulfuretos é controlada.

De acordo com Matos (1992), a velocidade do escoamento afeta o balanço dos sulfuretos, sendo

condicionado o transporte de massa do líquido para o filme biológico com velocidades reduzidas e,

9

atividade biológica com velocidades elevadas, que proporcionam a erosão, o arraste de sedimentos e

consequentemente, uma redução na espessura do filme biológico. Nestas circunstâncias, e se se

verificar condições de arejamento e de oxigenação da massa líquida, condições de autolimpeza e

curtos tempos de percurso, a formação de sulfuretos é menor.

O sulfureto de hidrogénio na forma gasosa (ou gás sulfídrico, quando sob a forma gasosa) depende da

concentração de sulfureto de hidrogénio em solução, temperatura, pH, condições de turbulência do

escoamento e da velocidade para se poder libertar (a sua libertação é reduzida com velocidades de

escoamento baixas em trechos retos e elevada com turbulência, por exemplo, em quedas) (Matos,

1992). Também, o sulfureto de hidrogénio pode sofrer a reação de oxidação a ácido sulfúrico

(expressão 2.5), desde que sejam verificadas as condições térmicas e os nutrientes disponíveis

suficientes para o desenvolvimento das bactérias intervenientes neste processo.

H2S + 2O2 bactérias→ H2SO4 (2.5)

Quando as superfícies são revestidas para resistir ao ataque do ácido sulfúrico, por exemplo com tintas

à base de resinas epoxídicas especiais, cobertura com membranas ou placas protetoras de materiais

resistentes (PVC ou grés), o ácido sulfúrico desliza sob ação gravítica até que incorpora a massa

líquida. No caso de não existir proteção, os efeitos do ácido sulfúrico serão visíveis pelos sulcos

irregulares ao longo da superfície do coletor (Matos, 1992). Deste modo, o sulfureto de hidrogénio é

uma das espécies de sulfuretos com maior importância e que podem contribuir para o mau ou irregular

funcionamento de sistemas de drenagem de águas residuais e de estações de tratamento.

2.3 Consequências do sulfureto de hidrogénio ou gás sulfídrico

As principais consequências do gás sulfídrico são o odor, a toxicidade e a corrosão. Este gás é incolor

e 1,19 vezes mais denso que o ar, o que proporciona ambientes tóxicos no interior de câmaras de visita

que podem levar à morte e é explosivo em concentrações entre 4,3 e 45,5% (EPA, 1985).

De acordo com ASCE (1989), a perceção do odor difere de indivíduo para indivíduo e a reação de cada

pessoa pode variar conforme a condição física e psicológica ou o tempo de exposição. O odor é definido

pelas características químicas e físicas dos compostos odoríferos. Estes podem existir na composição

das águas residuais e das lamas ou podem formar-se durante a atividade biológica anaeróbia ao longo

do transporte, armazenamento e tratamento.

Nas estações de tratamento, os principais compostos odoríferos são o sulfureto de hidrogénio e

compostos sulfurosos com um odor característico a “ovos podres”, o amoníaco e compostos azotados,

os ácidos gordos voláteis e os mercaptanos. Em sistemas de drenagem e nas ETAR, o odor e a

toxicidade são característicos dos seguintes locais:

coletores e câmaras de visita, nomeadamente quando a ventilação é reduzida, os tempos de

retenção são elevados, existe pouca manutenção e ocorre a descarga de águas residuais

industriais;

10

obras de entrada, onde o escoamento é turbulento e com maior velocidade, o que permite a

libertação dos compostos odoríferos existentes nas águas residuais para a atmosfera;

poços de bombagem e condutas elevatórias, quando os tempos de retenção são elevados, o

que limita as trocas de oxigénio, estabelecendo condições anaeróbias.

Na Figura 2.3 apresentam-se os efeitos do odor e da toxicidade em função da concentração de gás

sulfídrico. Segundo ASCE (1989), o limite de perceção de gás sulfídrico pelos humanos é muito

reduzido, cerca de 0,00021 ppm. A presença dos odores fortes até 50 ppm provoca dores de cabeça,

náuseas, irritação nos olhos, nariz, garganta e o contacto com concentrações superiores a 300 ppm

provoca lesões muito graves ou morte. Também é de referir que uma concentração reduzida de

sulfureto de hidrogénio dissolvido, por exemplo de 0,5 mg/L, em águas residuais e com um pH de 7,2,

pode gerar na atmosfera em equilíbrio com a água residual cerca de 60 ppm de gás sulfídrico que

causam odores ofensivos e lesões na vista.

Figura 2.3 – Efeitos do odor e da toxicidade relacionados com a concentração de gás sulfídrico (adaptada de

ASCE (1989), EPA (1985) e Matos (1992)).

As concentrações de sulfureto de hidrogénio podem mudar rapidamente em atmosferas confinadas,

por exemplo aumentando o seu valor quando ocorre uma queda súbita do pH da água residual. Uma

vez que a deteção humana deste gás é perdida em altas concentrações, podendo conduzir a acidentes

e/ou a morte de operários (ASCE, 1989). Deste modo, apresentam-se na Tabela 2.3 os critérios

admitidos por instituições americanas para exposição em atmosferas confinadas, e os limites

estabelecidos para ambientes laborais em Portugal, na Comissão Europeia e no Brasil.

11

Tabela 2.3 – Critérios para exposição ao gás sulfídrico.

Instituições americanas e

legislação Critérios

OSHA

Exposição durante 15 minutos para a concentração média de 20 ppm e para a

concentração máxima de 15 ppm.

Exposição durante 10 minutos para a concentração média de 50 ppm.

Exposição a 10 ppm para a duração de um turno de trabalho (8 horas).

NIOSH

Exposição durante 10 minutos para a concentração média de 10 ppm.

Evacuação do local imediatamente para a concentração máxima instantânea de

50 ppm.

ACGIH Exposição durante 15 minutos para a concentração máxima de 15 ppm.


Portaria nº 762/2002

Não deve ser excedida a concentração de 10 ppm para exposições de 8 horas e

de 30 ppm para exposições de 30 minutos.

Nunca deve ser excedida a concentração de 50 ppm.

Diretiva 2009/161/EU; Decreto-Lei nº

24/2012


Exposição durante 15 minutos para a concentração máxima de 10 ppm.

NR 15 Exposição a 8 ppm para a duração de um turno de trabalho (8 horas).

A corrosão é a deterioração de um material ou alteração das suas propriedades devido às reações com

o meio envolvente e é típica em coletores e câmaras de visita. Em coletores e emissários gravíticos de

águas residuais, quando o gás sulfídrico é absorvido nas superfícies húmidas e combinado com a

humidade e o oxigénio atmosférico pode ser oxidado por bactérias autotróficas, transformando-se em

ácido sulfúrico. Os efeitos deste ácido, em termos de corrosão, são responsáveis por grande parte das

roturas e colapsos totais ou parciais (Ludwing e Almeida, (1979) e Matias et al., (2013)). Este ácido é

corrosivo para o betão, ferro, aço e fibrocimento (ASCE, 1989).

A corrosão da superfície interna de um coletor não é uniforme, pois depende da transferência do ácido

sulfúrico através da superfície, das correntes de ar e das eventuais exposições à ação da água. Como

as paredes do coletor estão mais frias que as águas residuais, o ar arrefecido pelo contacto com a

superfície é substituído pelo ar aquecido (que se evapora da massa líquida), sendo a transferência de

gás sulfídrico mais intensa junto à coroa do coletor. Também junto à massa líquida as variações do

nível da água proporcionam o contacto das superfícies não atacadas com o ácido (Matos, 1992). Deste

modo, é importante considerar esta natureza corrosiva nas escolhas dos materiais sujeitos ao contacto

com o ácido sulfúrico.

De acordo com ASCE (1989), práticas impróprias de operação e manutenção ou a circulação de águas

residuais com presença de sulfuretos na sua constituição podem causar problemas significativos em

12

termos de odor, toxicidade e corrosão nas instalações de tratamento de águas residuais. Por isso, é

importante controlar e/ou minimizar estas consequências.

2.4 Controlo das consequências de septicidade

O controlo do odor, da toxicidade e da corrosão pode ser concretizado recorrendo-se a procedimentos

de natureza mecânica ou química. Os procedimentos de natureza mecânica, que permitem reduzir a

formação de sulfuretos e garantir a limpeza regular e preventiva, de modo a evitar entupimentos e

obstruções das seções de escoamento, são os seguintes (Matos, 2000):

Operações de limpeza e lavagem periódica dos coletores para cumprimento de regras de

manutenção e exploração dos sistemas de drenagem.

Descarga de caudais suficientes pelos coletores para limpeza das redes (principalmente com

declives reduzidos).

Velocidades de escoamento que garantam a autolimpeza, através do arrastamento de areias

e de partículas depositadas no fundo dos coletores, e de uma parte da porção ativa do filme

biológico.

Para controlo das condições de septicidade e dos riscos da presença dos sulfuretos pode-se recorrer

aos seguintes procedimentos de natureza química (Matos, 2000):

Injeção ou adição de ar, de oxigénio puro e de certos agentes químicos (cloro, peróxido de

hidrogénio e permanganato de potássio) na massa líquida, para oxidar os sulfuretos dissolvidos

e inibir a atividade das bactérias redutoras de sulfato.

Adição de nitratos à massa líquida para oxidar os sulfuretos dissolvidos, utilizando-se,

frequentemente, 10 g de nitratos para remover 1 g de sulfuretos. No entanto, os nitratos não

inibem a atividade das bactérias redutoras de sulfato.

Adição de bases fortes que elevam o pH da massa líquida, originando a presença de sulfuretos

dissolvidos mas sob a forma de ião sulfureto (S2-) e ião hidrogenossulfureto (HS-), podendo

igualmente inibir a atividade das bactérias redutoras de sulfato.

Adição de reagentes metálicos (por exemplo, compostos de cobre, zinco e ferro) que reagem

com os sulfuretos e originam precipitados.

Segundo ASCE (1989), os volumes de ar a injetar dependem das taxas de consumo de oxigénio, do

tempo de retenção hidráulica, da temperatura, da pressão na secção de injeção, do perfil longitudinal

da conduta e dos graus de controlo e segurança exigidos. Se a injeção de ar não tiver uma aplicação

adequada e a transferência do gás for insuficiente, pode ocorrer ao invés um aumento de gás sulfídrico

e de corrosão nos coletores devido ao aumento da turbulência.

Na prática, a injeção de oxigénio puro tanto pode ser usada em coletores com escoamento sob pressão

como em coletores com escoamento em superfície livre. No mínimo, é necessário 1 g de oxigénio por

cada grama de sulfureto dissolvido. Comparativamente à injeção de ar, a injeção de oxigénio apresenta

maior solubilidade (o oxigénio é cinco vezes mais solúvel na água que o ar), menor necessidade de

13

caudal a injetar e maior eficiência do processo, com a possibilidade de incluir oxigénio dissolvido

residual (Matos, 2000).

O cloro também poderá ser adicionado à massa líquida na forma de hipoclorito ou cloro, sob a forma

gasosa. Em regra adiciona-se nas zonas de elevada turbulência e quando as necessidades são

inferiores a 2,3 kg/dia. A eficácia deste procedimento depende do grau de controlo de sulfuretos

desejado, da distância a que se pretende ter controlo, da concentração inicial de sulfuretos e da

magnitude de reações concorrentes na água residual. Deste modo, a adição de cloro pode variar entre

10 a 15 g para oxidar 1 g de sulfuretos (ASCE, 1989).

Os volumes a adicionar de peróxido de hidrogénio dependem de: temperatura, pH, carência bioquímica

de oxigénio e das características hidráulicas do escoamento. Na prática, é comum adicionarem-se

volumes elevados de peróxido de hidrogénio (até 3 g de H2O2 por grama de H2S), com o intuito de

tornar o ambiente aeróbio e inibir a formação de sulfuretos. Esta solução também permite anular a

produção de sulfuretos entre 3 e 4 horas, após as reações de oxidação, desde que as quantidades

sejam suficientes e os subprodutos das reações não sejam tóxicos para o homem. Existe, no entanto,

a desvantagem dos encargos elevados com a exploração (ASCE, 1989).

O permanganato de potássio (KMnO4) é um oxidante muito forte que reage com o ácido sulfúrico, sendo

necessários 6 a 7 g de KMnO4 para oxidar 1 g de H2S, e tem um custo elevado que limita a sua utilização

(Matos, 2000).

É possível reduzir a atividade dos microrganismos e inibir a produção de sulfuretos alguns dias, se a

dosagem adicionada de bases fortes for suficiente para elevar o pH, durante 30 minutos, para um valor

superior a 12,5. No entanto, este procedimento não é muito eficiente, porque a renovação contínua da

água residual afluente tende a reduzir o pH da solução, com a formação de dióxido de carbono e de

ácidos orgânicos originados do metabolismo biológico do interior da massa líquida (Matos, 2000).

A adição de sais metálicos permite a formação de precipitados (causada pela reação dos sais com os

sulfuretos solúveis), o que evita a libertação de gás sulfídrico. Os metais como o zinco, a prata, o

chumbo e o cobre são extremamente insolúveis e podem ser utilizados, mas apresentam elevados

custos e podem originar consequências negativas nos processos de tratamento da água residual, o

que leva à redução ou rara utilização destes metais (Matos, 2000).

O ferro é o metal mais económico e mais utilizado nos sistemas de drenagem e de tratamento de águas

residuais, quer como cloreto ferroso (cloreto de ferro II), sulfato ferroso ou cloreto férrico (cloreto de

ferro III). Também produz produtos que não são prejudiciais, não é tóxico e pode ajudar na redução da

concentração de alguns compostos (por exemplo, o fósforo). No entanto, tem como desvantagens não

oxidar, nem precipitar outros compostos odoríferos, podendo ainda causar floculação e decantação

indesejável, o que faz aumentar a dosagem além da estequiometria (ASCE, 1989).

A reação para a formação do precipitado sulfureto de ferro (FeS) é expressa pela equação 2.6.

Fe2+ + HS− → FeS + H+ (2.6)

14

Teoricamente a precipitação de uma parte em peso de sulfureto de hidrogénio requer 3,8 partes em

peso de cloreto ferroso. Contudo, as dosagens a utilizar são difíceis de otimizar, pois a dose necessária

depende de vários parâmetros monitorizados a tempo real (pH, entre outros), das concentrações de

sulfuretos existentes e do nível de controlo que se pretende. Desta forma, para cada caso devem ser

feitos testes de campo para determinar as dosagens necessárias.

Em Los Angeles, em 1986, foi feito um estudo em coletores gravíticos de águas residuais, com a adição

de cloreto ferroso, onde se concluiu que o controlo completo dos sulfuretos é difícil, os níveis de odor

e do sulfureto de hidrogénio na atmosfera sofrem uma redução de 40% e de 70%, respetivamente, e

para controlo de 90% de sulfuretos são adicionadas as dosagens apresentadas na Tabela 2.4 (ASCE,

1989).

Tabela 2.4 – Relação da dosagem necessária de cloreto ferroso (FeCl2) para controlo de 90% de sulfuretos em

cada intervalo de concentração de sulfuretos dissolvidos presentes nas águas residuais.

Dosagens (mg/L) Concentração de sulfuretos dissolvidos

20:1 > 1 mg/L

20 a 60:1 0,3 a 1 mg/L

200:1 < 0,3 mg/L

Firer et al. (2008) apresentou um estudo sobre o controlo de sulfuretos por adição de sais de ferro (ferro

ferroso e/ou ferro férrico), onde são comparados resultados teóricos e experimentais com o objetivo de

quantificar as reações envolvidas e as dosagens que tornam o método mais rentável. De acordo com

a literatura, as seguintes espécies dominantes resultam da adição de sais de ferro:

precipitado FeS (sulfureto de ferro), resultado da reação de precipitação com a adição de sais

ferrosos (Fe2+);

SO42- (sulfato), resultado da reação de oxidação com a adição de sais férricos (Fe3+);

S (enxofre), com a adição de ambos os sais.

Salienta-se, ainda, o diagrama de Pourbaix, ou diagrama potencial/pH (Figura 2.4), que representa as

fases de equilíbrio e as espécies de enxofre dominantes para as várias condições de potencial e pH.

Tal como se pode observar na Figura 2.4, o enxofre é formado numa gama estreita e o sulfato é o

produto dominante para a maioria das condições de potencial e pH.

Para a determinação das espécies dominantes e das dosagens, onde foram comparados os resultados

experimentas feitos no laboratório (para atingir uma remoção de sulfuretos superior a 95%) com os

resultados teóricos, Firer et al. (2008) concluiu que ocorre a formação de FeS com a adição de sais

ferrosos e que ocorre a formação de S com a adição de sais férricos e de ambos os sais. Deste modo,

para controlo dos sulfuretos, a formação de S em vez de SO42- permite reduzir a quantidade de sais

férricos a adicionar, e para valores inferiores a 0,1 mg S/L nas águas residuais recomenda-se a

aplicação de:

uma razão molar de 1,3 Fe para 1 S, com adição de sais ferrosos;

15

uma razão molar de 0,9 Fe para 1 S, com adição de sais férricos ou ambos os sais (sendo 2

Fe3+ para 1 Fe2+).

Figura 2.4 – Diagrama de Pourbaix do enxofre (espécies oxidadas apresentadas acima da linha vermelha e as

redutoras abaixo) (adaptada de Firer et al., 2008).

Como exemplo do controlo da formação do sulfureto de hidrogénio com o composto cloreto férrico

(FeCl3) recorre-se ao estudo feito por Aslanidou et al. (2008) em Chania (Grécia), onde se adicionou

às águas residuais concentrações de cloreto férrico entre 0,5 e 5 930 mg/L para determinar qual a

concentração que resulta na maior redução dos sulfuretos dissolvidos. Durante o estudo (desde Maio

de 2006 até Abril de 2007), o caudal diário das águas residuais variava entre 16 850 a 18 890 m3 e as

condições utilizadas para o procedimento experimental foram as seguintes:

utilização de 1 L de águas residuais, após a sua passagem por telas grossas e finas

(gradagem);

remoção do cascalho e óleo com 15 minutos de agitação à temperatura ambiente (22 a 24 ºC);

utilização da sedimentação primária durante 3,5 horas para precipitar as lamas;

adição do reagente “Ferrisol Cl 140”, com uma concentração de 41% de FeCl3 (w/v) e uma

densidade de 1,4 g/m3, entre 10 µL e 10 mL para corresponder à adição das concentrações de

cloreto férrico ditas anteriormente.

Na Figura 2.5 observa-se a redução do sulfureto de hidrogénio para as várias concentrações de cloreto

férrico adicionadas, onde se alcançou a maior redução do sulfureto de hidrogénio para a concentração

de 296,5 mg de FeCl3 (ou seja 0,5 mL do reagente “Ferrisol Cl 140”) e um pH entre 4,7 e 6,5. Com o

aumento da concentração de cloreto férrico, o pH reduz para valores inferiores a 3, o que proporciona

outros equilíbrios e consequentemente um aumento do sulfureto de hidrogénio.

16

Figura 2.5 – Redução do sulfureto de hidrogénio com a adição de FeCl3 e a correspondente variação do pH

(adaptada de Aslanidou et al., 2008).

Também importa referir que o controlo da septicidade permite a redução dos problemas de corrosão e

minimiza a libertação de odores e de substâncias nocivas tóxicas e/ou explosivas. Deste modo existem

procedimentos complementares aos referidos anteriormente que podem melhorar os sistemas e a

qualidade do ar, tais como:

renovação do ar com ventilação natural (através de aberturas que permitam a circulação do ar)

ou mecânica (através de ventiladores que extraem o ar contaminado e introduzem o ar novo)

para garantia de atmosferas respiráveis;

confinamento e tratamento do ar antes da sua rejeição para o exterior com filtros de carvão

ativado, que retêm os compostos odoríferos, ou com torres de lavagem química, que eliminam

os compostos odoríferos com o contacto com agentes químicos.

A utilização de revestimentos ou de materiais com aditivos especiais, que sejam mais resistentes ao

ácido sulfúrico, e/ou o aumento da espessura que sirva de “parede de sacrifício” nas tubagens e nos

órgãos das estações de tratamento são outros métodos que visam minimizar os efeitos da corrosão.

17

3. Avaliação da concentração de sulfuretos e gás sulfídrico


Os primeiros estudos sobre a problemática da septicidade, nos anos 40 do século passado, permitiram

uma melhor compreensão da formação de sulfuretos em sistemas de águas residuais. Estes estudos

permitiram o desenvolvimento de expressões empíricas para o cálculo da concentração de sulfuretos

tendo em conta as características hidráulicas do escoamento (velocidade, raio hidráulico, tempo de

percurso) e a qualidade da água residual (carência bioquímica de oxigénio (CBO5), carência química

de oxigénio (CQO) e concentração do ião sulfato). As expressões foram desenvolvidas para condutas

com escoamento sob pressão e em condutas com escoamento em superfície livre. Posteriormente,

desenvolveram-se expressões empíricas para o cálculo da libertação de gás sulfídrico e da ocorrência

de corrosão.

Neste capítulo apresentam-se algumas expressões de cálculo das concentrações de sulfuretos, da taxa

de libertação de gás sulfídrico e da taxa de corrosão, sendo as unidades dos vários parâmetros

descritas em detalhe a primeira vez que aparecem e, ainda, na simbologia desta dissertação. Estas

expressões contribuem para o conhecimento científico sobre a taxa de formação de sulfuretos e

permitem o controlo e a conceção de medidas que minimizem os efeitos da presença de sulfuretos.

Para além das expressões empíricas, a formulação matricial para lamas ativadas ASM I, II e III

(Activated Sludge Model nº 1, 2 e 3) tem-se adaptado para se perceber melhor os processos físicos,

químicos e biológicos que ocorrem no interior dos coletores em sistemas de águas residuais. Esta

abordagem, apesar de complexa e pouca expedita para ser utilizada pelas entidades gestoras, permite

a caracterização de várias componentes e o controlo das interações entre os processos. Por exemplo,

para a formulação da emissão de odores (causados pela formação de sulfuretos) interessam processos

como a formação de sulfuretos no filme biológico, a oxidação química e biológica dos sulfuretos na

massa líquida e filme biológico, a libertação de gás sulfídrico e a formação de ácido sulfúrico (Vollertsen

et al. 2008).

3.2 Escoamentos sob pressão

O cálculo da formação de sulfuretos em condutas sob pressão não é complexo, uma vez que não

ocorrem reações de oxidação, nem libertação de gás sulfídrico para o ar. Deste modo, a concentração

de sulfuretos no interior da massa líquida pode ser estimada pela taxa de formação de sulfuretos. Neste

capítulo são apresentadas as expressões empíricas pelo facto de se ter tentado deduzir uma expressão

para o cálculo da formação de sulfuretos em condutas de lamas.

A expressão de cálculo da concentração de sulfuretos em condutas sob pressão mais utilizada é a de

Pomeroy (1959) e expressa-se da seguinte forma.

18

d[S]

dt= KpCBO5 (1,57 +

4

D) 1,07(T−20) (3.1)

onde,

d[S]

dt - taxa de formação de sulfuretos expressa em termos da variação da concentração na massa

líquida (mg/L.h);

Kp - constante empírica, em geral, igual a 0,001 (m/h);

CBO5 - carência bioquímica de oxigénio aos cinco dias e a 20°C (mg/L);

4

D+ 1,57 - parâmetro utilizado para diferenciar, respetivamente, o que é formado no interior do filme

biológico e no interior da massa líquida;

D - diâmetro da conduta (m);

T - temperatura da massa líquida (°C).

Esta expressão foi calibrada com base nos resultados experimentais obtidos em condutas na Austrália,

Califórnia e Virgínia. No total foram analisadas quarenta e duas condutas que permitiram considerar

independência entre a taxa de formação de sulfuretos e a velocidade média do escoamento e a

concentração do ião sulfato, proporcionalidade direta entre a CBO5 e a taxa de formação de sulfuretos,

desenvolvimento do filme biológico ao longo de todo o perímetro molhado e, em termos de potencial

redox, condições favoráveis à formação de sulfuretos.

Os resultados obtidos por Pomeroy foram ajustados por Matos (1986), tendo como princípios na

formulação da expressão a não variação do valor do parâmetro empírico, com o tempo de retenção, e

a minimização do somatório dos erros quadráticos.

d[S]

dt= (Km CBO5/V

0,2) (1,57 + 4

D) 1,07(T−20) (3.2)

onde,

Km - constante empírica igual a 5,8 x 10-4;

V - velocidade média do escoamento (m/s).

De acordo com Boon e Lister, em 1975, citado por Matos (1992), a taxa de formação de sulfuretos é

diretamente proporcional à CQO, em vez da CBO5 como foi apresentado nas expressões anteriores.

Esta expressão foi calibrada com base na análise dos resultados experimentais recolhidos numa única

conduta elevatória, onde o tempo de retenção da massa líquida variava entre 1,5 e 7,5 horas.

d[S]

dt= Kb CQO (1,57 +

4

D) 1,07(T−20) (3.3)

onde,

Kb - constante empírica igual a 0,00023 (m/h);

CQO - carência química de oxigénio (mg/L).

19

Thistlethwayte (1972) propõe outra expressão de cálculo que considera a proporcionalidade direta entre

a taxa de formação de sulfuretos e a velocidade média do escoamento. Também depende, mais

significativamente, do efeito da temperatura e tem em conta a concentração do ião sulfato.

d[S]

dt= Kt CBO5

0,8 V [SO42−]0,4 (1,57 +

4

D) 1,139(T−20) (3.4)

onde,

Kt - constante empírica igual a 0,5x10-3;

[SO42−] - concentração do ião sulfato (mg/L).

Os princípios com que esta expressão foi formulada têm sido alvo de críticas por diversos autores,

nomeadamente na consideração da proporcionalidade direta da taxa de formação de sulfuretos à

velocidade média do escoamento, em vez do tempo de retenção da massa líquida na conduta, e a

proporcionalidade à concentração do ião sulfato, que só é aceitável quando a disponibilidade deste

composto é reduzida e nas águas residuais isso não costuma verificar-se. De facto, os resultados da

aplicação da expressão (3.4) podem afastar-se da realidade e podem colocar a segurança em risco.

Também é de referir mais duas expressões de cálculo, sendo a expressão (3.5) de Nielsen et al. (1998)

e a expressão (3.6) de Hvited-Jacobsen et al. (1988), que admitem proporcionalidade, embora não

direta, entre a taxa de formação de sulfuretos e a carência química de oxigénio solúvel. Ambas as

expressões foram aplicadas em águas residuais, sem esgoto industrial na Dinamarca, e admitem que

ocorre a formação de sulfuretos quando o CQO solúvel é superior a 50 mg/L.

d[S]

dt= k (CQOS − 50)

0,5 1,03(T−20) (1,57 + 4

D) (3.5)

d[S]

dt= 0,0015 (CQOS − 50)

0,5 1,07(T−20) (1,57 + 4

D) (3.6)

onde,

k - constante empírica com valores entre 0,001 e 0,002;

CQOS - carência química de oxigénio solúvel (mg/L).

3.3 Escoamentos em superfície livre

Em condutas com escoamento em superfície livre, as reações e transformações que ocorrem são mais

complexas, pelo que as formulações empíricas são qualitativas e relacionam-se com grandezas ou

parâmetros em condições favoráveis para a formação de sulfuretos.

A primeira expressão utilizada para escoamentos em superfície livre foi a de Pomeroy e Bowlus (1946)

(expressão 3.7), que tem em conta o efeito da velocidade na formação de sulfuretos e permite prevenir

a formação de sulfuretos em coletores de águas residuais. Os autores relacionaram velocidades e

20

concentrações de CBO5 para obter uma expressão que estimasse a velocidade crítica do escoamento,

sendo possível a formação de sulfuretos quando a velocidade real for inferior à velocidade crítica. A

aplicação desta expressão está limitada a alturas relativas de escoamento inferiores ou iguais a 0,5.

Vcs = 0,042 (CBO5 1,07(T−20))

1/2 (3.7)

onde,

Vcs - velocidade crítica do escoamento (m/s).

Posteriormente, Davy (1950) desenvolveu uma expressão com o pressuposto de que a concentração

de sulfuretos no interior da massa líquida é praticamente nula, o que implica a igualdade entre a taxa

de formação e a taxa de oxidação dos sulfuretos, e formulou-a relacionando o número de Reynolds

com a CBO5, temperatura, largura e secção do escoamento. Contudo, esta expressão foi modificada

por Pomeroy, em 1970, citado por Matos (1992) para tornar a sua aplicação mais fácil (expressão 3.8).

Zp = (0,305 CBO5 1,07(T−20))/(Q1/3J1/2f) (3.8)

onde,

Zp - parâmetro empírico de Pomeroy;

Q - caudal (m3/s);

J - perda de carga unitária (m/m);

f - parâmetro obtido pela expressão 3.9.

f = 1,4 b/p (Q/Qsc)0,064 (3.9)

onde,

b - largura superficial do escoamento (m);

P - perímetro molhado (m);

Qsc - caudal correspondente à secção cheia (m3/s).

Para avaliar a formação de sulfuretos em coletores com diâmetro máximo de 600 mm, Pomeroy e

Parkhurst (1977) citado por Hvitved-Jacobsen et al. (2013) desenvolveu a expressão (3.10), que é

conhecida como a fórmula Z.

Zp = (CBO5 1,07(T−20) P/b)/(Q1/3J1/2) (3.10)

Na Tabela 3.1 apresenta-se a relação do parâmetro Zp com o sulfureto de hidrogénio e as principais

consequências, em termos de odor e de corrosão. Para fins de rastreio, a fórmula Z permite uma

avaliação simples, pois a formação de sulfuretos é rara para valores de Zp inferiores a 5 000 e comum

para valores de Zp superiores a 10 000.

21

Tabela 3.1 – Relação do parâmetro empírico de Pomeroy (Zp) com o sulfureto de hidrogénio (adaptada de

Matos, 1992).

Valores Relação com o sulfureto de hidrogénio

Zp ≤ 5 000 O sulfureto de hidrogénio raramente está presente e materiais à base de

ligas de prata, cobre e com tinta contendo chumbo podem escurecer.

5 000 < Zp ≤ 7 500 Alguma concentração de sulfureto de hidrogénio e possibilidade de

ocorrência ligeira de corrosão em estruturas de betão e alvenaria.

7 500 < Zp ≤ 10 000

Quantidades suficientes de sulfureto de hidrogénio para causar odores

desagradáveis e danos substanciais em estruturas de betão e alvenaria,

principalmente no escoamento com elevada turbulência.

10 000 < Zp ≤ 15 000 Possibilidade de ocorrência de odores muito desagradáveis e forte ataque

às estruturas de betão.

Zp > 15 000

Elevada presença de sulfureto de hidrogénio na massa líquida, o que

proporciona uma vida útil entre 5 e 10 anos para pequenos coletores de

betão.

Apesar da complexidade da formulação de uma expressão de cálculo para escoamentos com superfície

livre, Pomeroy e Parkhurst, citado por ASCE (1989), desenvolveram um modelo com base em

resultados experimentais do sistema de drenagem de Los Angeles. Este modelo consiste na estimativa

da concentração total de sulfuretos na massa líquida, admitindo um escoamento com superfície livre e

em condições anaeróbias (oxigénio dissolvido inferior a 0,5 mg/L).

Sj = Slim − (Slim − Sm)exp (Ct) (3.11)

Slim = M/m CBO5 1,07(T−20)(JV)−0,375(P/b) (3.12)

Ct = −L m J0,375/(3600 dmV

0,625) (3.13)

onde,

Sm - concentração de sulfuretos na secção inicial do trecho (mg/L);

Sj - concentração de sulfuretos na secção final do trecho (mg/L);

Slim - concentração máxima de sulfuretos no trecho (apenas atingível, em teoria, se o trecho tiver

uma extensão infinita) (mg/L);

L - extensão do trecho (m);

dm - altura média do escoamento (m);

M e m - constantes empíricas. Pode-se adotar uma hipótese moderadamente conservadora com

M=0,32 x 10-3 e m=0,96 ou uma muito conservadora com M = 0,32 x 10-3 e m=0,64. A escolha depende

das características do sistema e do grau de segurança pretendido.

22

Os princípios para a formulação do modelo são os seguintes:

existência de condições favoráveis à formação de sulfuretos, em termos de condições

hidráulicas, ambientais e de disponibilidade de enxofre;

proporcionalidade direta entre a taxa de formação de sulfuretos e a carência bioquímica de

oxigénio (CBO5);

proporcionalidade direta entre as taxas de oxidação e de libertação de sulfureto de hidrogénio

da solução e a concentração de sulfuretos.

Como uma concentração elevada de sulfuretos nem sempre corresponde a uma concentração elevada

de sulfureto de hidrogénio, pois este composto depende do pH, então o terceiro princípio pode

considerar-se uma simplificação. No entanto, a consequência da prática deste princípio não é grave,

uma vez que a fração de sulfuretos que se liberta para a atmosfera é pequena em comparação com a

que é oxidada pelo oxigénio procedente do rearejamento.

3.4 Libertação de gás sulfídrico e corrosão

De acordo com EPA (1985), a concentração de gás sulfídrico na atmosfera varia com a concentração

do gás em solução de acordo com a Lei de Henry (expressão 3.14). Esta lei indica que a massa de gás

dissolvida num volume é diretamente proporcional, em equilíbrio e a temperatura constante, à pressão

parcial do gás no ar.

K = p

x (3.14)

onde,

K - constante da Lei de Henry (atm);

p - pressão parcial do gás no ar (atm);

x - fração molar de equilíbrio do gás em solução.

A concentração de gás sulfídrico no ar depende de vários fatores, nomeadamente das condições

ambientais e de ventilação, das condições de proteção dos coletores contra a corrosão e da taxa de

libertação de gás sulfídrico da massa líquida. Na Figura 3.1 apresenta-se a variação da concentração

de equilíbrio do gás sulfídrico no ar, em função da temperatura e da concentração em solução.

23

Figura 3.1 – Variação da concentração de equilíbrio do gás sulfídrico no ar, em função da temperatura e da

concentração em solução (adaptada de EPA, 1985).

Em sistemas de drenagem de águas residuais a concentração de equilíbrio apenas é atingida ao fim

de algumas horas, se não existirem fugas de gás para o exterior nem reações com as paredes dos

coletores. Segundo EPA (1985), a relação entre a concentração de gás sulfídrico no ar e a

concentração de equilíbrio é reduzida, sendo um valor entre 2 e 20%.

Em EPA (1985), a taxa de libertação de gás sulfídrico da massa líquida para a atmosfera dos coletores

é representada pela expressão seguinte.

Fi = 1,917 × 10−4 (1 + 0,17V2

g dm) 1,016(T−20)(JV)0,375H2SL (1 − q) (3.15)

onde,

Fi - taxa de libertação de gás sulfídrico da massa líquida (g/m2.s), que também pode ser expressa

em termos da taxa de variação da concentração de sulfuretos dissolvidos em solução (mg/L.h), tendo

em conta a largura superficial e a secção do escoamento;

H2SL - concentração de sulfureto de hidrogénio na massa líquida (mg/L);

q - razão entre a concentração de gás sulfídrico no ar e a concentração de equilíbrio definida pela

Lei de Henry.

Posteriormente, Lahav et al. (2006) desenvolveram uma expressão para a previsão das taxas de

emissão de gás sulfídrico em coletores gravíticos (equação 3.16), com base no gradiente de

velocidades, para descrever as condições hidráulicas do escoamento no interior dos coletores.

−d[St]

dt= 8 × 10−7√γiV/μ

ω

ACS1.024(T−20)(

St

1 +KS110−pH

+KS1KS210−2pH

− PP H2SK) (3.16)

24

onde,

−d[St]

dt - taxa de libertação de sulfuretos (mg/L.h);

St - concentração de sulfuretos na massa líquida (mg/L);

γ - peso volúmico (N/m3);

i - inclinação do coletor (m/m);

μ - viscosidade dinâmica (N s/m2);

ω - largura do escoamento (m);

ACS - área da secção transversal (m2);

KS1; KS2- constantes de equilíbrio do processo de dissociação dos sulfuretos;

PP H2S - pressão parcial de H2S (g) na atmosfera do coletor (atm).

Como já foi referido, o gás sulfídrico pode transformar-se em ácido sulfúrico, que é o responsável pela

corrosão das paredes em betão dos coletores e câmaras de visita. Deste modo, o uso de expressões

de cálculo da taxa de corrosão em coletores é uma forma prática para a prevenção de roturas.

A taxa de corrosão para coletores de betão ou fibrocimento (expressão 3.17) depende da velocidade

da formação do ácido sulfúrico e da alcalinidade do material (tipo e teor de cimento e natureza dos

inertes). Para formar o ácido sulfúrico são precisos 32 gramas de enxofre para reagir com 100 gramas

de material alcalino (expresso em carbonato de cálcio – CaCO3).

CR = 11,5 Ka Fi1/Al (3.17)

Fi1 = Fi (b/p1) (3.18)

onde,

CR - taxa média de corrosão do betão ou fibrocimento (mm/ano);

Ka - parâmetro empírico, que traduz a fração do ácido que reage com as paredes do coletor (-);

Fi1 - fluxo de gás sulfídrico para as paredes do coletor (g/m2.h);

Al - alcalinidade do material, em termos da percentagem de carbonato de cálcio (-);

b/p1 - quociente entre a largura superficial do escoamento e o perímetro não molhado do coletor.

A taxa de libertação do gás sulfídrico da massa líquida (Fi) dada pela expressão (3.15) deve ser

adaptada às unidades de (g/m2.h) para ser aplicada na expressão (3.18). O parâmetro empírico varia

de acordo com as condições encontradas no coletor, sendo os valores possíveis apresentados na

Tabela 3.2 (EPA, 1974).

Tabela 3.2 – Valores para o parâmetro Ka.

Condições Valores

Formação lenta de ácido sulfúrico Próximo de 1,0

Formação rápida de ácido sulfúrico e com

condições favoráveis à formação Entre 0,3 e 0,4

25

Na Tabela 3.3 apresentam-se os valores para a alcalinidade do material que dependem das

características dos coletores (EPA, 1974).

Tabela 3.3 – Valores para o parâmetro Al.

Características dos coletores Valores

Betão com inertes graníticos Entre 0,18 e 0,23

Betão com inertes calcários 0,90

Fibrocimento Entre 0,40 e 0,50

A taxa de corrosão para coletores de ferro (expressão 3.19) pode ser estimada por analogia com a

expressão (3.17), desde que se ajuste a constante em função da massa volúmica do ferro e a

capacidade de neutralização do ácido sulfúrico.

CRf = 2,04 Ka Fi1 (3.19)

onde,

CRf - taxa média de corrosão do ferro (mm/ano).

De acordo com ASCE (1989), o ácido pode estimular a reação simultânea de ferro com o oxigénio da

atmosfera, o que pode influenciar a velocidade da corrosão e consequentemente a taxa de corrosão

ser maior do que seria espectável. Deste modo, para efeitos de dimensionamento, o valor obtido pela

expressão (3.18) deve ser multiplicado por 10 para ter em conta a oxidação e o ataque do ácido. Além

disso, é possível estimar-se a espessura máxima do coletor que pode ser deteriorada num dado

intervalo de tempo, desde que se aplique um fator de segurança (na prática admite-se 2) e um intervalo

de tempo para a ação da corrosão (t igual ao horizonte de projeto da obra).

A título exemplificativo apresenta-se a expressão (3.20) para a estimativa da espessura máxima em

coletores de betão ou fibrocimento.

Ec = 23 Ka t Fi1/Al (3.20)

onde,

Ec - espessura máxima, que se admite poder ser deteriorada sem ocorrer colapso do coletor (mm);

t - período de exploração do coletor (anos).

Segundo Ludwing e Almeida (1979), Pomeroy estimou taxas para a corrosão em betão de 2,5 mm/ano

para a concentração de sulfuretos de 1,0 mg/L. Em EPA (1991), apresentam-se outras taxas de

corrosão que dependem dos casos de estudo, por exemplo na Florida, estimam-se taxas entre 0,8 e

3,8 mm/ano.

27

4. Produção, tratamento e destino final das lamas em sistemas de águas

residuais


Os processos de tratamento de águas residuais numa ETAR produzem lamas que devem ser tratadas

antes do seu destino final. Quanto maior é a exigência no tratamento das águas residuais, maior deverá

ser a produção de lamas, pelo que, sem qualquer gestão e planeamento, os custos financeiros e

ambientais associados podem ser bastante elevados e, ainda, comprometer a sustentabilidade de todo

o sistema.

As características das lamas, como por exemplo o teor de matéria orgânica, de sólidos e de nutrientes

na massa líquida, são fatores que condicionam a formação dos sulfuretos. Também o transporte e o

tratamento das lamas podem ser influenciados pela presença de sulfuretos. Deste modo, este capítulo

inclui definições e conceitos sobre a produção, o tratamento e transporte de lamas que servem como

base teórica para uma melhor compreensão dos cuidados a ter com as lamas e das características do

caso de estudo.

4.2 Caracterização das lamas

As lamas designam-se por lamas primárias, secundárias ou terciárias de acordo com o tipo de

tratamento das águas residuais (Figura 4.1).

Figura 4.1 – Esquema ilustrativo do tratamento de águas residuais convencional (adaptada de Carvalho, 2002).

Tal como referido em Carvalho (2002), os processos de tratamento das águas residuais podem ser

físicos, químicos e biológicos e podem produzir os seguintes dois tipos de fluídos:

efluente líquido, com cerca de 20 a 30 mg/L de sólidos suspensos, que pode ser descarregado

no meio ambiente sem grandes impactos;

28

lama, com cerca de 1 a 3% de matéria seca e com retenção de 80 a 90% dos contaminantes

orgânicos presentes nas águas residuais, que necessita de ser tratada antes do seu destino

final.

As características das lamas dependem das características das águas residuais afluentes à ETAR. Se

os afluentes forem essencialmente domésticos e comerciais, podem conter matéria orgânica, óleos e

gorduras, areias e nutrientes e se a origem for industrial, podem encontrar-se metais pesados na

constituição das lamas.

Os resíduos do tratamento preliminar não se consideram lamas, porque neste processo faz-se a

remoção de materiais grossos, gradagem e remoção de óleos e desarenação, ou seja os resíduos são

os materiais de grandes dimensões, óleos e areias.

No tratamento primário produzem-se as lamas primárias que resultam da matéria em suspensão que é

removida pelos tratamentos físicos e/ou químicos. O tratamento físico mais utilizado é a sedimentação,

que concentra a maior parte dos sólidos no fundo dos decantadores e os tratamentos químicos são a

coagulação e a floculação, que permitem a separação da fração sólida quando há uma menor taxa de

decantação. As lamas primárias são compostas por sólidos sedimentáveis e apresentam um teor

elevado de matéria orgânica, podendo produzir odores fortes se as lamas forem retidas nos

decantadores durante um longo período de tempo e com elevadas temperaturas (Carvalho, 2002).

A concentração de sólidos nas lamas primárias varia entre 5 e 6%. No entanto, esse valor pode ser

superior a 6% quando a carga industrial é elevada, e inferior a 5% quando se mistura lamas

provenientes de tratamento biológico (Carvalho, 2002). A consistência das lamas primárias é a de um

líquido com uma cor cinzenta, com uma percentagem de água entre 92 e 96% e, ainda cerca de 60 a

70% de sólidos suspensos voláteis (SSV) (Berco, 2013).

No tratamento secundário a matéria orgânica é decomposta pelos microrganismos através de

processos biológicos, nomeadamente através do tratamento por lamas ativadas ou por leitos

percoladores. Nestes processos a matéria orgânica da água residual é convertida em biomassa com

libertação de dióxido de carbono e esta biomassa é removida numa sedimentação secundária que

produz lamas com cerca de 1 a 2% de sólidos (Carvalho, 2002). As características e quantidades das

lamas secundárias variam com as taxas de crescimento e de metabolismo dos microrganismos e com

os processos biológicos, podendo apresentar entre 70 e 80% de SSV quando o tratamento é feito por

lamas ativadas, e entre 60 e 75% por leitos percoladores (Berco, 2013).

Por fim, pode-se realizar o tratamento terciário que remove os nutrientes, tais como azoto e fósforo,

através da ação de bactérias ou de reagentes químicos para que não ocorra a eutrofização no destino

final das águas residuais. Também pode ser necessário remover os sólidos suspensos e é possível

produzir precipitados químicos tais como os fosfatos, carbonatos e hidróxidos, se a água residual for

sujeita à desinfeção (Carvalho, 2002). As características e quantidades das lamas terciárias dependem

dos processos biológicos e/ou físico-químicos utilizados, dos tipos de reagentes e das taxas a que são

adicionados.

29

De acordo com Carvalho (2002), os vários parâmetros que caracterizam as lamas são os sólidos totais

(incluem os sólidos suspensos e os dissolvidos), o pH, a matéria orgânica, os microrganismos

patogénicos, os nutrientes, os metais e os compostos orgânicos tóxicos ou dificilmente biodegradáveis

Estes parâmetros condicionam o tipo de tratamento a dar às lamas, o que influencia as características

físicas e químicas da lama e o destino final mais adequado.

A lama líquida apresenta entre 2 a 12% de sólidos totais e a lama desidratada entre 12 e 40%. Com o

tratamento de lamas convencional é possível aumentar a concentração de sólidos através da redução

da água presente na lama, da produção de massa biológica e/ou adição de reagentes químicos

(Carvalho, 2002).

Os sólidos voláteis são compostos orgânicos que se reduzem quando as lamas são aquecidas a 550 °C

e a sua concentração é expressa em percentagem de sólidos totais voláteis. Este parâmetro

relaciona-se com o conteúdo orgânico das lamas e com a libertação de odores (Carvalho, 2002). Os

processos de tratamento para reduzir as concentrações deste parâmetro e a libertação de odores são

a digestão aeróbia, a digestão anaeróbia, a estabilização com cal e a compostagem.

O pH das lamas varia entre 5 e 8 e pode ser adaptado para o controlo dos níveis de microrganismos

patogénicos e da lixiviação dos metais. Por exemplo, lamas com pH inferior a 6,5 permitem uma

lixiviação de metais muito superior às de pH igual a 11 (Metcalf & Eddy et al. 2003). A matéria orgânica

é normalmente um conjunto de compostos orgânicos constituídos por uma combinação de carbono,

hidrogénio e oxigénio. Também, elementos como o azoto, o enxofre, o fósforo e o ferro podem fazer

parte da constituição da matéria orgânica. Nas lamas, a matéria orgânica é maioritariamente solúvel,

tal como hidrocarbonetos, aminoácidos, proteínas ou lípidos, onde o seu valor costuma ser elevado,

mas pode-se minimizar com o tratamento (Carvalho, 2002).

Os microrganismos patogénicos podem representar um risco para a saúde pública, pois estes

correspondem a bactérias, vírus, fungos e alguns vermes parasitas. No entanto, cada espécie de

microrganismo patogénico só sobrevive em algumas condições específicas (EPA, 1979). Os fatores

que influenciam a sobrevivência são o pH, a temperatura, a humidade, o tempo de residência, a

competição com outros organismos, a luz solar, o contacto com organismos hospedeiros e a

disponibilidade de nutrientes.

Os nutrientes primários nas lamas são o azoto (N), fósforo (P) e potássio (K) e os nutrientes secundários

são o cálcio (Ca), magnésio (Mg) e enxofre (S). Podem encontrar-se ainda micronutrientes, como o

boro (B), cobalto (Co), ferro (Fe), manganésio (Mn) e molibdénio (Mo). As concentrações dos nutrientes

varia em função do tipo de tratamento e das próprias lamas (Carvalho, 2002).

Os metais presentes nas lamas podem apresentar benefícios para o crescimento de plantas quando

as concentrações são pequenas, mas em altas concentrações tornam-se tóxicos para todos os seres

vivos. Os principais metais de risco são: arsénio (Ar), cádmio (Cd), crómio (Cr), cobre (Cu), chumbo

(Pb), mercúrio (Hg), molibdénio (Mo), níquel (Ni), selénio (Se) e zinco (Zn) (EPA, 1995).

Na Tabela 4.1 apresenta-se um exemplo de uma composição físico-química de lamas primárias e

secundárias de um tratamento primário e secundário convencional.

30

Tabela 4.1 – Exemplo de uma composição físico-química e propriedades de lamas primárias e secundárias

(adaptada de Metcalf & Eddy et al. 2003).

Parâmetro Unidade Lama primária Lama secundária

Sólidos totais (ST) % 2,8 - 8,0 0,8 - 1,2

Sólidos voláteis % ST 60 - 80 59 - 88

Óleos e gorduras % ST 6,0 - 35 -

Proteínas % ST 20 - 30 32 - 41

Azoto (N) % ST 1,5 – 4,0 2,4 - 5,0

Fósforo (P) % ST 0,8 - 2,8 2,8 - 11,0

Potássio (K) % ST 0,0 – 1,0 0,5 - 0,7

Celulose % ST 8,0 - 15,0 -

Ferro (Fe) % ST 2,0 - 4,0 -

Sílica % ST 15,0 - 20,0 -

pH - 5,0 - 8,0 6,5 - 8,0

Alcalinidade mg CaCO3/L 500 – 1 500 580 – 1 100

Ácidos orgânicos mg HAc/L 200 – 2 000 1 100 – 1 700

Conteúdo energético kJ/kg 23 241 – 29 051 18 592 – 23 241

4.3 Tratamento de lamas

O tratamento de lamas permite reduzir o volume e estabilizar as lamas, o que diminui os custos de

armazenamento e transporte, o número de microrganismos patogénicos e os odores desagradáveis.

Os processos e/ou operações a utilizar no tratamento dependem da natureza e do volume das lamas

a tratar, da legislação, do grau de estabilização pretendido, do destino final, dos meios disponíveis e

dos custos de investimento e exploração. Na Figura 4.2 apresenta-se um esquema ilustrativo do

tratamento de lamas convencional.

Figura 4.2 – Esquema ilustrativo do tratamento de lamas convencional (adaptada de Carvalho, 2002).

O espessamento é um processo que aumenta o teor de sólidos através da redução da fração líquida,

o que permite reduzir o volume de lamas. Este processo pode ser efetuado por meios físicos, como os

espessadores gravíticos e os flotadores. O espessamento gravítico separa a água da lama através da

decantação num tanque cilíndrico e a flotação por ar dissolvido, onde o ar é injetado na lama e mantido

a uma pressão superior à atmosférica. Também é possível espessar por centrifugação (espessamento

31

e desidratação das lamas numa versão acelerada de decantação) e por gravidade em filtros banda

(técnica recente de espessamento que utiliza uma banda em movimento que retém os sólidos na

superfície) (Berco, 2013).

A estabilização é um processo que inibe, reduz ou elimina agentes de putrefação e microrganismos

patogénicos e, consequentemente elimina odores desagradáveis. No entanto, a eficiência deste

processo depende da capacidade de estabilização dos sólidos voláteis orgânicos das lamas. Os

principais processos são a digestão anaeróbia, a digestão aeróbia, a compostagem e a estabilização

química (Berco, 2013).

A digestão anaeróbia é um processo que, na ausência de oxigénio, degrada a matéria orgânica em

substâncias estáveis e desidratáveis, o que favorece a etapa da desidratação. Também destrói parte

dos microrganismos patogénicos e produz biogás, que pode ser aproveitado para produção de energia.

A digestão aeróbia é um processo que, na presença de oxigénio, estabiliza as lamas através da

oxidação da matéria orgânica, com reduções iguais ou superiores à obtida com a digestão anaeróbia,

mas apresenta um elevado custo energético. A compostagem é a decomposição biológica da matéria

orgânica, que permite a destruição dos microrganismos patogénicos com o calor formado durante o

processo e reduz a lama com a remoção da água e dos sólidos voláteis. A estabilização química é a

adição de reagentes como a cal, que eleva o pH e inativa os microrganismos patogénicos (Carvalho,

2002).

Para facilitar a desidratação e a desinfeção pode fazer-se o condicionamento das lamas, que consiste

num tratamento químico ou térmico. O condicionamento químico, com compostos inorgânicos, melhora

a coesão das lamas, mas aumenta a quantidade de lamas e a reação é lenta. O condicionamento

químico, com compostos orgânicos, reduz as quantidades de lamas e é fácil o seu manuseamento e

transporte, mas o custo com os reagentes é elevado. O condicionamento térmico pode ser aplicado a

todos os tipos de lamas e é um processo eficiente e estável, mas tem um elevado consumo energético

para além de libertar odores desagradáveis (CE, 2001).

A desidratação é um processo que remove a água presente nas lamas e, consequentemente, reduz o

volume o que permite reduzir a dimensão dos órgãos de tratamento e os custos com o transporte e

armazenamento. Os processos utilizados na desidratação podem ser naturais (leitos de secagem,

lagoas de secagem e leitos de macrófitas) ou mecânicos (filtros de vácuo, centrifugas, filtros de banda

e filtros prensa) (Carvalho, 2002).

Os leitos de secagem são tanques que contêm um meio poroso assente sobre um sistema de

drenagem, o que permite uma operação com custos reduzidos (se existir terreno disponível), mas

requer mão-de-obra para que o meio poroso não colmate e pode ocorrer odores desagradáveis. As

lagoas de secagem são semelhantes aos leitos de secagem, à exceção da colocação das lamas a uma

profundidade superior. Os leitos de macrófitas são formados por uma camada de solo e de plantas e

podem estabilizar e desidratar as lamas, mas é necessário uma maior área de terreno (Berco, 2013).

Os filtros consistem na retenção dos sólidos das lamas no meio poroso, sendo que os filtros de vácuo

exigem pouca manutenção, mas elevados custos. Os filtros de banda necessitam de uma operação

contínua com custos moderados, mas o tempo de vida é mais curto. Os filtros prensa são os que

32

permitem uma redução superior do teor em água, mas é necessário supervisionamento e um

investimento inicial elevado. As centrífugas são compactas, mas exigem manutenção especializada e

um elevado consumo energético (CE, 2001).

O último processo é o da desinfeção que elimina os microrganismos patogénicos prejudiciais à saúde

através da adição de reagentes químicos. Embora estes microrganismos se reduzam ao longo do

tratamento das lamas, muitas vezes o destino final a dar às lamas depende da presença destes

microrganismos. Por exemplo, se for necessário um armazenamento de longa duração deve fazer-se

uma desinfeção química. Salienta-se, ainda, que é possível realizar a operação da secagem térmica,

que consiste na redução do teor em água, por evaporação. Esta operação melhora a qualidade do

produto final através da redução da humidade, o que permite aumentar a eficiência da incineração,

utilizá-lo como fertilizante agrícola e reduzir a quantidade a transportar e/ou armazenar (Carvalho,

2002).

4.4 Transporte de lamas

No processo de gestão de lamas de ETAR, a operação de transporte é inevitável e pode ser feito para

curtas ou longas distâncias. Para curtos percursos, geralmente dentro da própria ETAR, o transporte é

feito por bombagem, tapetes rolantes ou através de parafusos de Arquimedes. Para longas distâncias,

para envio das lamas para tratamento noutra ETAR ou para o destino final é comum o transporte

realizar-se por camião ou por comboio (Carvalho, 2002).

O método de transporte mais adequado e o seu custo depende dos seguintes fatores:

natureza, consistência e quantidade de lamas a transportar;

distância entre a origem e o destino;

disponibilidade e proximidades de meios de transporte para o percurso;

flexibilidade e cuidados a ter com a segurança e com os riscos para a população e para o

ambiente.

O transporte por camião ou por comboio adequa-se a lamas com qualquer concentração de sólidos, o

que permite alguma flexibilidade. No entanto, para o transporte por camião ser económico a velocidade

de carga e descarga deve ser elevada, e o transporte ferroviário está limitado às linhas existentes e

necessita de locais adjacentes para a recolha e deposição de lamas (EPA, 1979).

O transporte por bombagem adequa-se a lamas com concentrações até 6% de matéria sólida e é feito,

com maior frequência para o transporte das lamas, entre os vários processos de tratamento, dentro da

ETAR. Contudo, as características das lamas podem criar problemas (por exemplo com caudais

reduzidos existe o risco de sedimentação e corrosão), mas há registos de bombagens com sucesso

em condutas curtas até 20% de sólidos e em condutas longas (com mais de 16 km) com concentrações

de sólidos até 8% (EPA, 1979). Apesar da existência de informação sobre a forma como deve ser feito

o transporte por bombagem, o conhecimento sobre a formação de sulfuretos e os seus efeitos em

33

condutas longas com tempos de percurso elevados é escasso. O sistema elevatório de lamas da ETAR

da Guia é um exemplo apropriado para um melhor entendimento destes aspetos.

Em sistemas elevatórios, os principais componentes para o funcionamento do transporte por

bombagem são os grupos elevatórios, o poço de bombagem, a conduta elevatória e os equipamentos

de proteção e controlo. Estes elementos aplicam-se a bombagens de águas de abastecimento, de

águas residuais ou de lamas.

De acordo com EPA (1979), fatores como a variação diária do caudal, os limites de velocidade

aceitáveis para a conduta elevatória, a consistência das lamas e os custos de instalação e exploração

influenciam a escolha dos grupos elevatórios. Estes podem incluir bombas centrífugas, de pistão, de

cavidade progressiva, de parafuso excêntrico, ejetoras, entre outras. O tipo de bombas mais utilizado

é o de cavidade progressiva, porque é aplicável a todos os tipos de lama e permite o controlo de

caudais. O número de grupos elevatórios depende da localização e da exploração das instalações. Em

zonas balneares, por exemplo, os caudais durante o verão são superiores aos de inverno, então um

número superior a três pode facilitar a gestão das flutuações de caudal e reduzir os tempos de retenção

no poço de bombagem.

Para o poço de bombagem, a acumulação de sedimentos é o principal problema. Deste modo, o

dimensionamento do poço deve ter em conta o número de grupos e o caudal bombado por cada um.

O volume útil mínimo depende do caudal de elevação e do número de arranques dos grupos

elevatórios. Salienta-se, ainda, que deve evitar-se tempos de retenção superiores a 2 horas no poço

de bombagem, pois verificam-se, em regra, decréscimos da concentração de oxigénio dissolvido em

cerca de 5 a 15 mg/L.h (Matos, 2000).

A conceção da conduta elevatória depende do número e das características dos grupos elevatórios.

Deve ter-se em atenção a ocorrência e os efeitos dos choques hidráulicos das paragens bruscas dos

grupos elevatórios. O diâmetro mínimo é de 100 mm e o intervalo ótimo para as velocidades de

bombagem para garantir a autolimpeza é entre 0,9 m/s e 1,2 m/s (em certas circunstâncias 0,7 m/s).

Quando a suspensão e o arrastamento das partículas não se verifica, é necessário que o operador

aumente a velocidade e o caudal (Matos, 2000). Para o bom funcionamento do transporte de lamas por

bombagem é de evitar velocidades inferiores a 0,9 m/s (que provocam a deposição de sólidos na

conduta) e velocidades superiores a 1,2 m/s (que conduz à ocorrência de erosão) (EPA, 1979).

Salienta-se, ainda, que as condutas estão sujeitas a sobrepressões provocadas pelo regime variável e

a perdas de carga excessivas quando as velocidades são muito elevadas, por isso deve-se limitar a

velocidade máxima do escoamento a 1,5 m/s para minimizar estas consequências.

Outro aspeto importante é a instalação de pelo menos duas condutas elevatórias, principalmente nas

zonas com variabilidade dos caudais, para o caso de ocorrer algum problema e apenas uma conduta

comprometer o sistema ou quando os caudais forem superiores e necessitarem de uma segunda

conduta durante a exploração. Também é uma forma de se conseguir cumprir o intervalo das

velocidades, minimizar as variações de pressão e os tempos de retenção que podem colocar em risco

a segurança do sistema. Além dos cuidados referidos anteriormente, a instalação de descargas de

fundo destinadas ao esvaziamento das condutas em caso de necessidade (limpeza, desinfeção ou

34

reparação) e a instalação de ventosas para permitir a admissão e expulsão de ar nas condutas

constituem boas práticas.

Segundo Sparr (1971), o transporte de lamas por bombagem é económico quando se controlam

parâmetros, como por exemplo a velocidade, a temperatura, a concentração de sólidos, a viscosidade,

entre outros. Também a utilização de materiais na produção das condutas, como o ferro fundido (mais

resistente à abrasão), ferro galvanizado, fibrocimento ou PVC e a utilização de equipamentos de

proteção e de controlo dos grupos elevatórios (como válvulas de seccionamento e de retenção,

medidores de caudal, de nível e de pressão) são formas de garantir segurança no transporte por

bombagem. Adicionalmente, pode ser necessário recorrer a produtos químicos para precipitar os

sólidos e a sistemas de tratamento de odores, de arejamento e de injeção de ar comprimido que

permitam o bom funcionamento dos sistemas elevatórios.

35

5. Princípios da digestão anaeróbia de lamas


A digestão anaeróbia consiste na decomposição biológica da matéria orgânica, na ausência de

oxigénio, o que permite estabilizar o substrato orgânico e obter biogás (Metcalf & Eddy et al., 2003).

Neste processo podem ser utilizados vários tipos de lamas, nomeadamente lamas que resultam do

tratamento de águas residuais domésticas, da atividade agropecuária e da atividade industrial.

Para uma estabilização anaeróbia eficaz é necessário a cooperação e a sequência de diferentes grupos

de bactérias ao longo das várias fases do processo, sendo possível a sua ocorrência no ambiente ou

em digestores com ambiente controlado. A remoção de poluentes, contaminantes, substâncias

inibidoras, bem como a existência de condições ambientais adequadas são fatores fundamentais para

permitir a atividade das bactérias.

As principais vantagens da digestão anaeróbia são a destruição dos microrganismos patogénicos, a

limitação de odores desagradáveis originários da decomposição da matéria orgânica e a produção de

biogás. No entanto, existem desvantagens como a decomposição parcial da matéria orgânica, as

velocidades lentas das reações, a vulnerabilidade a substâncias inibidoras, a produção de

concentrações elevadas de sólidos voláteis e de outros compostos, a presença de contaminantes no

biogás e o aumento de metais pesados (Monte, 2010).

No sistema elevatório de lamas da ETAR da Guia, os tempos de percurso de várias horas, a

composição das lamas, a ausência de oxigénio, entre outras condições, possibilitam a atividade das

bactérias. Neste capítulo apresentam-se as várias fases da digestão anaeróbia e os parâmetros que a

condicionam, como base teórica para se perceber de que forma a estabilização anaeróbia pode ocorrer

ao longo destas condutas elevatórias.

5.2 Fases do processo

O processo da digestão anaeróbia pode dividir-se em quatro fases, nomeadamente na fase da hidrólise,

da acidogénese, da acetogénese e da metanogénese (Figura 5.1).

Na etapa de hidrólise, as bactérias hidrolíticas são as responsáveis por excretar as enzimas

extracelulares que decompõem a matéria complexa, nomeadamente as proteínas, os lípidos e os

hidratos de carbono em substâncias mais simples como os aminoácidos, os açúcares e os ácidos

gordos de cadeia longa. Em geral, a hidrólise é considerada a fase limitante de todo o processo se a

matéria orgânica for maioritariamente constituída por compostos complexos, o que torna esta etapa

mais lenta e consequentemente retarda todo o processo. Quando os substratos são simples e

facilmente biodegradáveis, a etapa limitante é a metanogénese e as fases de acidogénese e

acetogénese são consideradas as mais rápidas (Monte, 2010).

36

Figura 5.1 – Esquema do processo da digestão anaeróbia (adaptada de Monte, 2010).

Na acidogénese, as substâncias produzidas na hidrólise são fermentadas a ácidos gordos

voláteis (AGV), como o propionato, o butirato e o valerato, e a álcoois (por exemplo o etanol) pelas

bactérias fermentativas, sendo a formação e a quantidade destes produtos dependente da pressão

parcial de hidrogénio, que se associa à atividade das bactérias utilizadoras de hidrogénio (Silveira,

2009).

Quando a pressão parcial de hidrogénio é elevada, por exemplo com o pH reduzido ou com a presença

de compostos tóxicos que inibam as bactérias utilizadoras de hidrogénio, produz-se os álcoois (etanol

para pH < 5,5) e os AGV. Quando o pH aumenta, a concentração de hidrogénio é reduzida pela

atividade das bactérias utilizadoras de hidrogénio, o que reduz os AGV e álcoois, e produz o acetato

(Rodríguez et al., 2006).

De acordo com CCE (2000), na acetogénese ocorre a decomposição dos produtos da acidogénese em

acetato, hidrogénio e dióxido de carbono pelas bactérias acetogénicas. Estas podem dividir-se nas

produtoras de hidrogénio (bactérias sintróficas) e nas utilizadoras de hidrogénio (bactérias

homoacetogénicas). As primeiras oxidam os ácidos gordos voláteis a acetato quando a pressão parcial

de hidrogénio é mantida a níveis reduzidos. As segundas encontram-se em menor número e produzem

acetato a partir de hidrogénio e de dióxido de carbono, o que contribui para uma reduzida pressão

parcial de hidrogénio.

Na metanogénese, as bactérias metanogénicas convertem o acetato, o hidrogénio e o dióxido de

carbono em metano e dividem-se em três grupos que dependem do tipo de substrato utilizado. As

bactérias metanogénicas acetoclásticas utilizam o acetato, as bactérias metanogénicas

hidrogenotróficas o hidrogénio e o dióxido de carbono e as bactérias homoacetoclásticas o acetato, o

hidrogénio e o dióxido de carbono para a produção de metano (Silveira, 2009).

37

Os efluentes que contêm concentrações elevadas de sulfato ou outras formas oxidadas de enxofre

permitem a ocorrência da sulfidogénese, que consiste na produção de sulfuretos pelas bactérias

redutoras de sulfato. Neste contexto, parte dos produtos são utilizados pelas bactérias redutoras de

sulfato, o que reduz a produção de metano e consequentemente a qualidade do biogás (Silveira, 2009).

O biogás é uma mistura gasosa composta por metano (cerca de 65% em volume) e por dióxido de

carbono (cerca de 35% em volume), com um elevado poder calorífico em cerca de 23 270 kJ/m3, sendo

o metano responsável por esse valor (em condições normais de temperatura e pressão, ou seja 20 °C

e 1 atm, o poder calorífico do metano é de 35 800 kJ/m3). Também pode conter vestígios de hidrogénio,

sulfureto de hidrogénio e siloxanos voláteis, que podem causar alguns problemas no aproveitamento

energético e no processo de estabilização anaeróbia (Metcalf & Eddy et al., 2003).

As bactérias redutoras de sulfato competem com as bactérias fermentativas pelos açúcares e

aminoácidos e com as bactérias acetogénicas produtoras de hidrogénio pelos produtos da acidogénese

(propionato, butirato, etc.). Além disso, a atividade das BRS é independente da pressão parcial de

hidrogénio, o que lhes concede vantagem na competição com as bactérias acetogénicas, sendo

capazes de produzir dióxido de carbono e sulfuretos (Colleran et al., 1995). Embora os sulfuretos

possam causar várias consequências (já referidas no capítulo 2), a presença destes compostos

apresentam algumas vantagens, tais como a remoção de compostos oxidados de enxofre do efluente

e a remoção de metais pesados através da formação de precipitados (Pol et al., 1998).

Em ambientes com elevado teor de sulfato, as BRS competem com as bactérias metanogénicas pelo

acetato e hidrogénio e a sua velocidade de crescimento é superior, o que permite a produção de ácido

sulfúrico que pode ser tóxico, em concentrações elevadas, para as bactérias metanogénicas. No

entanto, em ambientes com reduzido teor de sulfato e com concentrações de ácido sulfúrico não

toleradas pelas bactérias metanogénicas, as BRS desempenham um papel importante na manutenção

da reduzida pressão parcial do hidrogénio, o que contribui para a estabilidade do processo (CCE, 2000).

De acordo com Chou et al. (2008), a competição entre as BRS e as bactérias metanogénicas pelo

acetato podem depender da razão CQO/SO4 2- e estes autores concluíram que o acetato era utilizado

pelas BRS quando o valor da razão CQO/SO4 2- for inferior a 1,1 e pelas bactérias metanogénicas

quando for superior a 1,3.

5.3 Influência dos parâmetros de qualidade no processo

As bactérias envolvidas no processo de digestão anaeróbia dependem das condições ambientais para

se desenvolverem. Deste modo, os parâmetros como a temperatura, o potencial redox, a concentração

de nutrientes, o pH, as substâncias inibidoras e o tempo de retenção são exemplos de fatores que

condicionam a estabilidade das bactérias e a eficiência do processo (Appels et al., 2008).

A temperatura é fator relevante, uma vez que influencia a velocidade de crescimento das bactérias, o

grau de utilização do substrato, a duração das reações e, consequentemente, a velocidade do processo

e a produção de biogás (CCE, 2000). A digestão anaeróbia pode ser aplicada a três gamas de

38

temperatura, nomeadamente a psicrofílica (entre 5 e 15 ºC), a mesofílica (entre 25 e 40 ºC) e a

termofílica (entre 50 e 70 ºC). Os microrganismos apresentam um crescimento máximo na gama

mesofílica para a temperatura de 35 ºC e na gama termofílica para a temperatura de 55 ºC (Monte,

2010).

Para temperaturas inferiores a 25 ºC (gama psicrofílica), a velocidade de crescimento das bactérias é

reduzida, o que proporciona dificuldades no arranque e no funcionamento dos digestores, tornando

também a decomposição lenta e, se os tempos de retenção forem elevados, pode produzir-se algum

metano, porém é insustentável produzir biogás em grandes quantidades. Quando a temperatura é

inferior a 20 ºC, a digestão dos substratos complexos é limitada pela velocidade da fase de hidrólise

(Pires, 2007).

Na gama mesofílica, para temperaturas entre os 25 ºC e os 40 ºC, a velocidade de crescimento das

bactérias é superior à da gama anterior e a degradação da matéria orgânica aumenta. No entanto, as

bactérias têm diferentes valores ótimos de temperatura, o que limita a operação da maior parte dos

digestores anaeróbios em ETAR com temperaturas médias entre os 30 ºC e os 40 ºC, para se obter

uma boa estabilidade do processo e bons rendimentos para a produção de biogás (Monte, 2010).

Para temperaturas superiores a 45 ºC (gama termofílica), a velocidade das reações aumenta, o que

conduz a menores tempos de retenção e a uma maior produção de biogás. Contudo, os

microorganismos termofílicos são mais sensíveis a variações de temperatura que os mesofílicos,

podendo observar-se na Figura 5.2 reduzidas taxas de crescimento para temperaturas entre os 40 ºC

e os 50 ºC, o que pode inibir a produção de metano (Carvalho, 2002).

Na digestão anaeróbia é importante manter a temperatura estável no digestor e evitar variações

superiores a 0,5 ºC/dia, uma vez que variações de temperatura superiores a 1 ºC/dia podem condicionar

o processo (Appels et al., 2008).

Figura 5.2 – Classes de microrganismos em função da temperatura (adaptada de Monte, 2010).

39

Na Tabela 5.1 apresentam-se algumas vantagens e desvantagens da gama termofílica em relação à

gama mesofílica.

Tabela 5.1 – Vantagens e desvantagens da gama termofílica em relação à mesofílica (adaptada de Monte,2010).

Vantagens Desvantagens

Produção superior de biogás em cerca de

25 a 50%.

Aumento da reações biológicas e

químicas.

Destruição superior de microrganismos

patogénicos.

Higienização superior das lamas digeridas,

o que pode permitir a sua aplicação na

fertilização de solos.

Dificuldades na preservação das condições

de equilíbrio do processo.

Aumento da energia necessária para

manter o digestor a temperaturas entre os

50 ºC e os 60 ºC.

Aumento da concentração de amónia livre

que inibe os microrganismos.

Aumento da concentração de ácidos gordos

voláteis que podem provocar efeitos tóxicos

e aumento da emissão de odores.

Segundo Appels et al. (2008), em condições anaeróbias, o potencial redox é um indicador importante

das reações e permite identificar as bactérias dominantes através de intervalos típicos. No entanto, é

possível verificar-se a atividade das bactérias noutros intervalos quando as condições entre os outros

fatores são favoráveis ao seu desenvolvimento. Na Tabela 5.2 apresentam-se intervalos típicos do

potencial redox para cada tipo de bactéria.

Tabela 5.2 – Potencial redox para cada tipo de bactéria (adaptada de Monte, 2010).

Bactérias Potencial redox (mV)

Hidrolíticas e fermentativas -50 a -200

Acetogénicas -200 a -250

Metanogénicas -250 a -300

Sulfato-redutoras < -300

A quantidade e disponibilidade dos nutrientes necessários para a atividade das bactérias, como o

oxigénio, o carbono, o hidrogénio, o azoto e o fósforo dependem da composição das lamas e do

desenvolvimento das várias fases da digestão, por exemplo se a hidrólise for lenta (devido à

complexidade da decomposição dos compostos) é possível que não se formem as quantidades

suficientes de nutrientes para o desenvolvimento das bactérias (Monte, 2010).

Além destes nutrientes, a digestão anaeróbia depende da presença de micronutrientes, como por

exemplo o níquel, numa concentração em cerca de 0,0001 mol/L. Em concentrações elevadas, os

micronutrientes podem tornar-se inibidores da atividade das bactérias (CCE, 2000).

40

O pH é outro fator significativo para o desenvolvimento das bactérias, podendo limitar-se gamas ótimas

para a atividade das bactérias hidrolíticas entre 7,2 e 7,4, das bactérias fermentativas entre 6,0 e 6,2 e

das bactérias metanogénicas entre 6,5 e 7,5. Para valores inferiores a 6,5 a atividade das bactérias

metanogénicas é menor e para valores inferiores a 5,5 é inibida (Pires, 2007). Segundo CCE (2000),

as bactérias acidogénicas atuam num intervalo ótimo entre 5,5 e 6,0 e as bactérias hidrolíticas e

fermentativas não são tão sensíveis ao pH, o que permite a sua atividade num intervalo maior entre 4,0

e 8,5, podendo as primeiras fases prevalecer sobre a metanogénese. Salienta-se, ainda, que um pH

neutro (próximo de 7) num digestor é o ideal para evitar a inibição das bactérias metanogénicas.

As várias fases do processo de digestão anaeróbia são influenciadas pela variação do pH. Por exemplo

na acidogénese a formação dos AGV contribui para a redução do pH, e na metanogénese ocorre o

oposto com a formação de dióxido de carbono, amoníaco e hidrogenocarbonatos (Monte, 2010). Neste

contexto, quando o valor de pH é reduzido, os AGV formados podem inibir os ácidos fracos, e quando

o pH é elevado, o amoníaco pode inibir as bases fracas, o que afeta o equilíbrio ácido-base dos

compostos (Silveira, 2009).

A alcalinidade é considerada uma medida da capacidade de neutralizar ácidos, ou seja da capacidade

tampão das lamas em digestão, e é um parâmetro importante para a estabilidade do processo em

comparação com o pH. Deste modo, enquanto a capacidade tampão persistir, o pH do meio não altera,

mesmo com a acumulação dos AGV. Em geral, a alcalinidade num digestor encontra-se entre 2 500 e

5 000 mg/L CaCO3 (CCE, 2000).

Substâncias formadas durante a estabilização anaeróbia ou presentes na composição das lamas, como

por exemplo os ácidos gordos voláteis, o amoníaco, o sulfureto de hidrogénio e os metais pesados

podem inibir as bactérias e até suspender todo o processo devido à sua toxicidade (Appels et al., 2008).

O aumento das concentrações dos AGV num digestor revelam perturbações no processo, devido à

carga orgânica excessiva, à carência de nutrientes ou à presença de substâncias inibidoras. Esta

acumulação dos AGV pode causar a inibição das bactérias e induzir a redução do pH que instabiliza o

processo (Monte, 2010). Salienta-se, ainda, que este decréscimo do pH reduz a taxa de hidrólise, o

que indica que o pH é um fator inibidor eficaz, porém é complexa a distinção dos efeitos inibitórios

causados pelo pH ou pela presença dos AGV (Vavilin et al., 2008). Para valores de AGV superiores a

6 g/L, ocorre uma redução de metano associada à inibição das bactérias metanogénicas (Siegert e

Banks, 2005).

A presença do amoníaco em concentrações superiores a 0,1 ou 0,2 g/L e com pH básico pode inibir as

bactérias metanogénicas. Contudo, se o pH for bastante reduzido e se os microrganismos se ajustarem

a estas condições, as bactérias podem tolerar concentrações totais de amoníaco e de ião amónio entre

5 e 8 g/L (CCE, 2000). Em meios com temperaturas elevadas, as condições são propícias à formação

de amoníaco e na presença deste composto as bactérias acetogénicas são mais tolerantes do que as

bactérias metanogénicas (Appels et al., 2008). Além disso, o efeito do amoníaco não pode ser analisado

independentemente da temperatura, porque o aumento das concentrações deste composto afeta

negativamente a acidogénese e a metanogénese (El-Mashad et al., 2004).

41

A metanogénese pode ser inibida quando o gás sulfídrico se encontra com uma concentração superior

a 0,1 g/L (CCE, 2000). Nesta situação, o gás sulfídrico é tóxico para as bactérias metanogénicas, o que

limita a formação de metano e consequentemente causa efeitos negativos no aproveitamento do

biogás, tais como a ocorrência de odores desagradáveis na massa líquida e no biogás e a ocorrência

de corrosão na presença de humidade. Desta forma, remover ou limitar os sulfuretos a certas

concentrações permite melhorar a qualidade do ambiente e utilizar o biogás para produção de calor,

de vapor e de energia elétrica (Appels et al., 2008).

A presença de alguns metais pesados, como o zinco, cobre e o cádmio, mesmo em reduzidas

concentrações, podem inibir as bactérias devido à sua toxicidade, mas a existência de sulfuretos e

carbonatos que podem formar precipitados atenua os seus efeitos. Segundo Silveira (2009), a

toxicidade dos metais pesados pode ser influenciada pela quantidade de sólidos presentes e quanto

maior for o seu valor, menor é a probabilidade do processo ser inibido pela concentração de metais

pesados.

Outro aspeto importante para a estabilização anaeróbia, principalmente num digestor anaeróbio, é o

tempo de retenção hidráulica (TRH) (expressão 5.1), que consiste no tempo que o volume de lamas se

encontra retido no digestor. O desenvolvimento de todas as fases da estabilização anaeróbia necessita

de um TRH suficiente para a permanência e multiplicação dos microrganismos, ou seja, no mínimo, o

TRH deve garantir a degradação da matéria orgânica e ser superior à duplicação das bactérias com

crescimento lento (que é o caso das metanogénicas) (Silveira, 2009).

TRH =Vol

Q (5.1)

onde,

TRH - tempo de retenção hidráulica (d);

Vol - volume (m3);

A estabilização anaeróbia tem vindo a ser estudada para se conseguir modelos estáveis tendo em

conta a influência dos vários parâmetros nas várias fases, as reações bioquímicas e físico-químicas,

os tempos de retenção, a produção e a composição do biogás, entre outros fatores. O modelo mais

utilizado é o ADM1 (Anaerobic Digestion Model nº 1) e serve como base para se aplicar e desenvolver

investigação, otimização e validação de estudos, pois inclui as quatro fases (hidrólise, acidogénese,

acetogénese e a metanogénese) que permitem entender os processos anaeróbios. No entanto, este

objetivo de ampla aplicação implica algumas limitações para não tornar o modelo bastante complexo

(por exemplo, não inclui a inibição de algumas substâncias inibidoras como os AGV e o amoníaco).

Este modelo é matricial e análogo aos modelos de lamas ativadas (ASM) aplicados a coletores. Todos

os processos bioquímicos são representados por reações bioquímicas com base nas taxas de cinética

e estequiometria do tipo Monod e o modelo inclui 32 variáveis de estado dinâmicas, 6 processos

cinéticos ácidos-base, 19 processos bioquímicos e 3 processos de transferência da fase líquida-gasosa

(Batstone et al., 2002).

43

6. Estudos de campo


Tal como descrito anteriormente, o objetivo desta dissertação é contribuir para o conhecimento da

formação de sulfuretos em condutas elevatórias de lamas. Uma vez que as condutas elevatórias do

sistema elevatório de lamas da ETAR da Guia são extensas, proporcionando tempos de percurso

elevados e libertação de gás sulfídrico na descarga, torna-se interessante utilizar este sistema como

caso de estudo para avaliar os parâmetros de qualidade e a formação de sulfuretos em condutas

elevatórias de lamas.

Para tal, foram realizadas campanhas experimentais (com medições “in situ” e com análises

laboratoriais em períodos diferentes, época balnear e não balnear), com os objetivos específicos de

avaliação da formação de sulfuretos e dos parâmetros de qualidade ao longo da conduta elevatória, de

estabelecer relações entre a concentração de sulfuretos e outros parâmetros de qualidade das lamas

e de avaliar as concentrações máximas de gás sulfídrico no tanque de receção de lamas.

No presente capítulo apresenta-se assim uma breve descrição do caso de estudo, a metodologia das

campanhas experimentais, a apresentação e a discussão dos resultados (que inclui os resultados

obtidos com o trabalho de campo e as principais relações com os capítulos anteriores).

6.2 Breve descrição do Sistema de saneamento da Costa do Estoril

A Costa do Estoril constitui uma região favorecida pelas praias e paisagens atrativas, nomeadamente

para atividades de lazer. Em meados do século XX, verificou-se um aumento significativo da população

que resultou na poluição e degradação dos cursos de água e das praias. Desta forma, tornou-se

necessário recolher e tratar as águas residuais para eliminar os impactes negativos, recorrendo

primeiro a redes de drenagem, e depois a emissários, sistemas elevatórios de zonas baixas e a um

longo intercetor gravítico. Atualmente, o efluente é transportado até à ETAR da Guia procedendo-se à

rejeição final por emissário submarino. Esta solução é complexa, sendo que as intervenções no sistema

intercetor e de tratamento e destino final foram projetadas e executadas em duas fases. Na primeira

fase foi construído uma extensão de intercetor de 14 km, a jusante da ribeira da Laje, bem como o

sistema da ETAR e emissário submarino, e na segunda fase foram construídos os restantes 11 km de

montante, desde a ribeira da Laje até ao Jamor.

A SANEST – Saneamento da Costa do Estoril, S.A. é, desde 1995, responsável pela gestão do sistema

de saneamento da Costa do Estoril que abrange uma área de 220 km2. A missão da SANEST é a

recolha, o transporte, o tratamento e a rejeição final das águas residuais de cerca de 800 000 habitantes

equivalentes dos municípios da Amadora, Cascais, Oeiras e Sintra.

O sistema de saneamento da Costa do Estoril (ilustrado na Figura 6.1) inclui o transporte de águas

residuais ao longo de 155 km de rede, sendo constituído por um intercetor principal, treze emissários

gravíticos, nove estações elevatórias, uma estação de tratamento de águas residuais (ETAR) e um

44

emissário submarino com dois ramos. O intercetor principal tem uma extensão de cerca de 25 km, com

diâmetros entre 1 500 mm e 2 500 mm. Inicia-se no vale do Jamor e termina na ETAR. O emissário

submarino apresenta uma extensão de cerca de 3 km e o efluente é descarregado a 45 m de

profundidade, na zona da Guia, em meio recetor classificado como “zona menos sensível”, pelo

Decreto-Lei n.º 198/2008.

Figura 6.1 – Representação esquemática do sistema de saneamento da Costa do Estoril

(adaptada de www.sanest.pt).

A ETAR da Guia (a que se reporta a Figura 6.2) recebe diariamente cerca de 155 000 m3 de águas

residuais, em média, localizando-se na Guia (Concelho de Cascais). A obra de beneficiação do

tratamento do sistema de saneamento da Costa do Estoril, realizada de forma a cumprir a decisão

2001/720/CE, da Comissão Europeia, resultou na divisão da ETAR em dois locais de operação: o de

tratamento da fase líquida (designada por ETFL), numa área contígua à anterior ETAR da Guia e, a

cerca de 4 km a Norte, a estação de tratamento da fase sólida (ETFS), no Outeiro da Lota. Os órgãos

de tratamento da ETFL encontram-se implantados sob o solo (em edifício enterrado) para minimizar os

impactes ambientais associados à ETAR. A ETFS ocupa uma área com cerca de 4 hectares e é

constituída por vários edifícios que se enquadram na paisagem. Nesta obra de beneficiação o

tratamento de odores foi tido em conta para evitar emissões de odores significativos e mau estar das

populações vizinhas, tendo-se implementado dois tipos de sistemas de desodorização, nomeadamente

torres de lavagem química e torres de carvão ativado.

De acordo com Silva et al. (2014) foram instalados quatro sistemas de lavagem química para tratamento

do ar, sendo dois para as caves da ETFL, com 80 000 m3/h e 110 000 m3/h, e outros dois na ETFS,

onde um trata o ar proveniente dos tanques de receção de lamas e do espessamento com 23 500 m3/h

e o outro o ar dos edifícios da digestão, da desidratação e da secagem térmica de lamas com

http://www.sanest.pt/

45

34 000 m3/h. Nos quatro sistemas de lavagem química, o esquema de tratamento do ar é composto por

três torres em série, sendo a primeira para remoção de amoníaco e de compostos azotados com a

adição de ácido sulfúrico, a segunda para remoção do gás sulfídrico e mercaptanos com a adição de

hipoclorito de sódio e hidróxido de sódio e a terceira de lavagem alcalina com adição de hidróxido de

sódio para remoção de ácidos gordos voláteis, sulfuretos e cloro residual adicionado em excesso na

torre anterior. A máxima concentração de gás sulfídrico admitida nos sistemas de lavagem química é

de 6 ppm. O sistema de carvão ativado trata o ar dos tanques de armazenamento de lamas digeridas

e tem capacidade para tratar 5 100 m3/h.

Figura 6.2 – Fase líquida (à esquerda) e fase sólida (à direita) da ETAR da Guia

(adaptada de www.sanest.pt).

O tratamento na ETFL consiste em:

tamisagem para remoção de sólidos grosseiros com dimensões superiores ou iguais à malha

de 3 mm;

desarenação para extração de areias com diâmetros superiores a 0,2 mm. Após a extração, as

areias seguem para aterro;

desengorduramento;

decantação primária lamelar para separação gravítica dos flocos, com adição de reagentes

(cloreto férrico) para tornar as partículas mais pesadas e melhorar a eficiência do processo. A

matéria sólida (lama) é encaminhada para o poço de bombagem de lamas.

Após a decantação primária lamelar, uma parte do caudal das águas tratadas (caudal fixo de

9 000 m3/dia) é reutilizada, por exemplo para rega ou lavagem de ruas, e o restante segue para o

emissário submarino. Para garantir a qualidade exigida para a reutilização das águas tratadas é

necessário realizar um tratamento biológico adicional que inclui filtração em pressão e desinfeção por

radiação ultravioleta. Atualmente, a antiga ETAR ainda se encontra em funcionamento, sendo aí que

ocorre a tamisagem e a desarenação.

Adicionalmente, durante o período balnear, o tratamento na ETFL é complementado com:

adição de reagentes (cloreto férrico) nas etapas de coagulação e floculação;

filtração com filtros de areia por gravidade para retirar as partículas finas ainda em suspensão.

Estas partículas são encaminhadas para o poço de bombagem de lamas tal como é feito para

46

as lamas provenientes da decantação lamelar. Esta operação tem sido dispensada

ultimamente, porque os resultados da operação da decantação lamelar têm sido satisfatórios;

desinfeção das águas residuais por radiação ultravioleta, antes da sua rejeição pelo emissário

submarino.

Na Tabela 6.1 apresentam-se, a título ilustrativo, algumas das características das lamas geradas após

o tratamento da fase líquida relativo aos anos de 2010 e 2011 (Berco, 2013).

Tabela 6.1 – Características das lamas geradas na ETAR da Guia em 2010 e 2011 (adaptada de Berco, 2013).

Parâmetro Unidade Ano 2010 Ano 2011

Matéria seca a 105°C % 28,6 22

Matéria orgânica % de matéria seca (MS) 58,4 61

pH - 7,7 7,8

Humidade a 105°C % 71,4 78

Azoto (N) mg/kg MS 37x103 34x103

Azoto nítrico (NO3) mg/kg MS 10 2,4

Azoto amoniacal (NH4) mg/kg MS 6,3x103 2,2x103

Fósforo (P) mg/kg MS 29x103 29x103

Potássio (K) mg/kg MS 1,1x103 1,3x103

Magnésio (Mg) mg/kg MS 3,4x103 3,8x103

Cálcio (Ca) mg/kg MS 53x103 40x103

Cobre (Cu) mg/kg MS 233 163

Níquel (Ni) mg/kg MS 27 16

Chumbo (Pb) mg/kg MS 271 244

Zinco (Zn) mg/kg MS 2,2x103 1,2x103

Mercúrio (Hg) mg/kg MS 1,0 0,67

Crómio (Cr) mg/kg MS 79 38

Posteriormente ao tratamento da fase líquida, as lamas são bombadas entre a ETFL e a ETFS por um

sistema elevatório. Na Figura 6.3 apresentam-se os vários componentes para o tratamento da fase

sólida na ETFS, tais como:

dois tanques de receção de lamas provenientes da ETFL, onde as lamas são homogeneizadas;

espessamento das lamas por centrifugação mecânica;

digestão anaeróbia, onde é feita a estabilização biológica das lamas à temperatura de 35 ºC

(gama mesofílica) e produção de biogás que é utilizado como fonte de energia da própria

ETAR;

dois tanques de armazenamento para guardar as lamas até seguirem para a desidratação;

47

desidratação de lamas por centrifugação para retirar parte da água. As lamas no final deste

processo têm ainda cerca de 75% de água;

secagem térmica para alcançar 90% do teor em matéria seca. O resultado deste processo é

um granulado com apenas 10% de humidade e sem cheiro.

Figura 6.3 – Estação de tratamento da fase sólida (adaptada de www.sanest.pt).

O sistema elevatório de lamas da ETAR da Guia inclui duas condutas elevatórias subterrâneas (A e B),

de 300 mm de diâmetro, com uma extensão total de 4 213 m, quatro ventosas e três descargas de

fundo, quatro grupos elevatórios e um poço de bombagem de lamas. As condutas elevatórias são em

ferro dúctil e incluem um revestimento interior em argamassa de cimento aluminoso.

No poço de bombagem de lamas, onde a matéria sólida resultante da decantação e da filtração é

descarregada antes de ser bombada para as condutas elevatórias até às instalações da ETFS, é

adicionado o reagente cloreto férrico (FeCl3) para controlo da formação de sulfuretos. Na Tabela 6.2

são indicados volumes mensais de lamas bombadas para a ETFS e os consumos da solução (de

cloreto férrico a 40%). O consumo em época não balnear refere-se apenas à adição no depósito de

lamas e em época balnear (Junho, Julho, Agosto e Setembro) o consumo diz respeito, também, ao

tratamento físico-químico, por forma a beneficiar a eficiência da decantação lamelar e das operações

de coagulação-floculação.

Tabela 6.2 – Volumes de lamas e consumos da solução de cloreto férrico na ETAR, em alguns meses de 2013

(período balnear e não balnear).

Volumes de lamas para a ETFS Consumos da solução de cloreto férrico

Mês Volume (m3) Mês Volume (m3)

Maio 60 462 Maio 42

Junho 117 656 Junho 109

Julho 116 163 Julho 109

Agosto 141 048 Agosto 49

Setembro 131 975 Setembro 93

Outubro 68 419 Outubro 41

48

Como se pode observar na Tabela 6.2, os consumos de reagentes não são constantes, sendo que

aparentemente o sistema não estará totalmente afinado (sabe-se que as bombas doseadoras da

solução apresentam um funcionamento irregular). Além disso, o funcionamento das bombas pode ser

regulado aumentando o caudal de reagentes para evitar odores intensos na ETFS.

Em período não balnear, com base nos dados de Maio e Outubro da Tabela 6.2, verificou-se a produção

de um volume médio de lamas de 2 148 m3/dia e um consumo médio de solução de 1 388 L/dia,

resultando num consumo de cloreto férrico correspondente, em termos de concentração média, a

372 mg/L.

Tendo em conta que as duas condutas elevatórias foram instaladas paralelamente apresenta-se,

respetivamente na Figura 6.4 e na Figura 6.5, a representação esquemática do traçado em planta de

uma das condutas elevatórias e o perfil longitudinal. Também são identificadas nestas figuras as três

secções de amostragem consideradas no âmbito do estudo de campo, sendo a secção P1

representativa do início da conduta elevatória, na fase líquida da ETAR (ETFL), a secção P2 numa

descarga de fundo localizada aproximadamente a meio do percurso da conduta elevatória e a secção

P3 correspondente à secção final da conduta elevatória, na fase sólida da ETAR (ETFS).

Figura 6.4 – Representação esquemática do traçado em planta de uma das condutas elevatórias.

Figura 6.5 – Representação esquemática do perfil longitudinal das condutas elevatórias (a verde representam-se

as ventosas e a azul as descargas de fundo).

49

Na Tabela 6.3 apresenta-se informação de caracterização geométrica das condutas elevatórias.

Salienta-se, ainda, que a SANEST define os regimes de bombagem para a ETFS, ou seja a quantidade

de lamas que é bombada e em que horários, o número de grupos elevatórios a funcionar em simultâneo

e as horas a que arrancam, e se funcionam apenas com uma ou com as duas condutas elevatórias

diariamente.

Tabela 6.3 – Informação de caracterização geométrica das condutas elevatórias.

Diâmetro (m) 0,30

Área (m2) 0,07

Volume entre P1 e P2 (m3) 184,7

Volume entre P1 e P3 (m3) 297,8

6.3 Metodologia de trabalho de campo

6.3.1 Considerações gerais

As campanhas experimentais para avaliação da formação de sulfuretos e dos parâmetros de qualidade

no sistema elevatório de lamas foram precedidas de uma campanha preliminar, em cada época, que

consistiu na verificação das condições das secções de amostragem e do procedimento para a recolha

das amostras. Também se verificou que o caudal era muito idêntico nas duas condutas elevatórias,

pelo que se optou por recolher amostras apenas numa das condutas (neste caso a conduta B) e, assim,

minimizar os encargos com análises em laboratório.

A campanha experimental em época não balnear foi realizada em dois dias, respetivamente nos dias 6

e 25 de Fevereiro de 2014, e em época balnear, em três dias, nos dias 7, 8 e 9 de Julho de 2014, com

medições “in situ” e com recolha de amostras para análise em laboratório.

Os parâmetros medidos “in situ” na massa líquida foram os seguintes: temperatura, pH, potencial redox

(ORP), oxigénio dissolvido (OD) e condutividade, tendo-se procedido igualmente à análise de sulfuretos

com kits. Os parâmetros medidos em laboratório foram: sulfuretos totais (ST), sulfatos (SO42-), carência

química em oxigénio total (CQOT), sólidos totais (ST) e sólidos totais voláteis (STV) nas secções P1 e

P3. Na secção P2 apenas foram medidos os sulfuretos totais. Adicionalmente, na secção P3 foram

medidos os seguintes parâmetros na atmosfera: oxigénio (O2), metano (CH4) e gás sulfídrico (H2S).

Em época balnear somente foram utilizadas as secções de amostragem P1 e P3. Os parâmetros

medidos “in situ” e na atmosfera foram os mesmos que em época não balnear, e os parâmetros medidos

em laboratório foram os ST e a CQOT. Além da avaliação da formação de sulfuretos e libertação de gás

sulfídrico nas condições deste período, pretende-se a avaliação da fração particulada e da fração

solúvel dos sulfuretos e da CQO.

Para se poder avaliar a potencialidade da formação de sulfuretos na conduta sem que tenham lugar

fatores inibidores dos processos, tiveram-se os seguintes cuidados:

50

interrupção da dosagem do cloreto férrico no poço de bombagem de lamas (pelo menos um

dia antes das campanhas);

esvaziamento do poço de bombagem de lamas na ETFL e das condutas, para que as lamas

que contenham cloreto férrico fossem totalmente purgadas do sistema.

6.3.2 Campanhas experimentais

6.3.2.1 Em época não balnear

No âmbito do presente estudo adotaram-se os seguintes procedimentos:

1. Preparação do equipamento de medição na massa líquida (sonda multiparamétrica) e do

material para a recolha das amostras. Adicionalmente, na secção P3, foi colocado o

equipamento de medição na atmosfera (analisador portátil multigás).

2. À hora determinada para cada medição, e em cada ponto de amostragem, encheu-se o balde

com lama, no mínimo 30 segundos após o início do ensaio.

3. Colocou-se a sonda multiparamétrica para medir os parâmetros na massa líquida. Este

procedimento, normalmente, não demora mais de 15 minutos.

4. Enchimento dos frascos para análise em laboratório, sendo necessário adicionar cerca de 3 mL

de hidróxido de sódio nos frascos para análise dos sulfuretos.

5. Realização de um teste rápido, do tipo colorimétrico, com kits, para a avaliação expedita da

concentração de sulfuretos.

6. Limpeza dos equipamentos de medição e instrumentos auxiliares.

Na secção P1 (ETFL), o enchimento do balde é feito através da abertura gradual da torneira (junto às

bombas) para minimizar a turbulência e a entrada de ar (ver Figura 6.6). Na secção P2, o balde foi

colocado junto à “boca” da descarga e o enchimento foi feito por abertura gradual da válvula da

descarga de fundo (Figura 6.7). Na secção P3 o balde foi colocado na secção final da conduta

elevatória, onde a tubagem se encontra na vertical (à entrada do tanque de receção de lamas 2), como

ilustrado na Figura 6.8. Nas secções de amostragem é difícil minimizar a turbulência e a mistura de ar,

pois verifica-se a descarga das lamas sob elevada pressão. No Anexo I apresentam-se fotografias

complementares da aplicação do procedimento descrito para as campanhas experimentais.

Figura 6.6 – Local da secção P1 (à esquerda) e recolha (à direita).

51



Após a análise dos resultados do primeiro dia (6 de Fevereiro de 2014), e tendo em conta algumas

dificuldades associadas ao procedimento experimental foram sugeridas as seguintes medidas a adotar

nas campanhas posteriores:

interrupção da adição de cloreto de ferro dois dias antes do início das campanhas;

redução da turbulência durante a recolha na secção P3, através do “afogamento” da

extremidade de descarga de lamas no balde, com renovação frequente da massa líquida;

após a primeira recolha em cada secção, e até à hora prevista para a recolha seguinte, a sonda

multiparamétrica deve ser mantida imersa na massa líquida recolhida anteriormente, para que

o equipamento estabilize os valores mais rapidamente;

utilização dos kits com diluição das lamas (5 mL de lamas para 10 mL de água destilada) de

forma a reduzir o conteúdo de sólidos que dificultou a visualização da cor que define a

concentração de sulfuretos.

Para a definição das horas da realização de cada recolha, teve-se em conta os seguintes princípios:

efetuar quatro recolhas em cada secção de amostragem, correspondentes a quatro arranques

consecutivos dos grupos elevatórios (intervalo de cerca de 30 minutos), e recolher amostras

relativamente ao mesmo volume de lamas nas três secções de monitorização;

estimar o tempo de percurso até à secção P2 e P3 com base nas características das condutas

elevatórias e no regime de bombagem (turnos, volumes bombados e duração da bombagem

que constam na Tabela 6.4);

admitir, neste caso, que a mesma massa líquida era bombada em fluxo pistão (reator em

êmbolo) ao longo das condutas elevatórias.

52

Na Tabela 6.4 apresentam-se as condições para o regime de bombagem que estão estabelecidas na

SANEST, tais como o horário de cada turno (sendo os turnos 1 e 2 iguais nos dois dias e os turnos 3 e

4 divergentes), os números de bombas em simultâneo e o volume de lamas bombado numa hora.

Salienta-se, ainda, que as bombas iniciam o funcionamento às horas certas e às meias horas, o caudal

teórico das bombas é cerca de 190,5 m3/h e as duas condutas elevatórias encontram-se em

funcionamento diariamente. Deste modo é possível calcular a duração teórica da bombagem, para cada

bomba e em cada arranque, por exemplo:

no turno 1, o volume de lamas bombado numa hora é de 80 m3, ou seja à 1h é bombado 40 m3

para as duas condutas e à 1h30 os restantes 40 m3. Como se encontra apenas uma bomba

em funcionamento, a duração da bombagem, em cada arranque, é o volume de cada arranque

a dividir pelo caudal teórico das bombas, neste caso 40/190,5=0,21 h (cerca de 13 minutos);

no turno 3 (1º dia), o volume em cada arranque é de 45 m3 para as duas condutas e estão duas

bombas em simultâneo, ou seja a duração da bombagem para cada bomba e em cada

arranque é 45/2/190,5=0,12 h (cerca de 7 minutos).

Na Figura 6.9 apresentam-se, a título ilustrativo, as bombagens, o intervalo entre arranques (repouso)

e o volume acumulado de lamas bombadas para as condutas, por cada bomba, no turno 1 e 3 do 1º dia.

Para o turno 1 com duas horas obtém-se um volume acumulado de 160 m3, e para o turno 3 com seis

horas, um volume acumulado de 540 m3, sendo para cada bomba um volume acumulado de 270 m3.

Tabela 6.4 – Turnos, volumes bombados e duração das bombagens para cada arranque, em época não balnear.

1º DIA 2º DIA

Turno 1 Turno 2 Turno 3 Turno 4 Turno 3 Turno 4

Horário 01:00 às

03:00 03:00 às

11:00 11:00 às

17:00 17:00 às

01:00 11:00 às

17:00 17:00 às

01:00

Nº de bombas em simultâneo 1 1 2 2 2 2

Volume de lamas bombado numa hora (m3)

80 70 90 100 80 90

Duração da bombagem para cada bomba (min)

13 11 7 8 6 7

Figura 6.9 – Duração das bombagens e volume acumulado, para cada bomba, para o turno 1 e 3 (1º dia).

53

As recolhas na ETFL foram realizadas aproximadamente no início de cada arranque de bombagem

entre as 10h e as 11h30, ou seja, quatro arranques consecutivos. Para as recolhas nas secções P2 e

P3 assumiu-se que as lamas vão sendo empurradas em “blocos” ao longo da conduta elevatória, pelo

que, sabendo o volume de lama no interior da conduta até cada uma destas secções, se conhece o

número de bombagens necessárias até que o ”bloco” de lama correspondente ao arranque na ETFL

chegue à secção P2 e P3. Após as campanhas experimentais, a SANEST forneceu os volumes

efetivamente bombados para se confirmar que as recolhas tinham sido feitas, aproximadamente, para

a mesma massa líquida em deslocação. Na Tabela 6.5 apresentam-se os intervalos de amostragem e

na Tabela 6.6 os horários das recolhas em época não balnear.

Tabela 6.5 – Intervalos de amostragem para as recolhas das amostras.

Secção P1 (ETFL) Secção P2 (Descarga) Secção P3 (ETFS)

1º DIA (6-2-2014)

10:00:00 às 10:11:01

10:30:00 às 10:41:01

11:00:00 às 11:07:05

11:30:00 às 11:37:05

14:03:04 às 14:07:05

14:31:29 às 14:37:00

15:00:00 às 15:07:05

15:30:00 às 15:37:05

16:32:28 às 16:37:05

17:00:53 às 17:06:24

17:30:00 às 17:35:46

18:00:00 às 18:04:50

2º DIA (25-2-2014)

10:00:00 às 10:11:01

10:30:00 às 10:41:01

11:00:00 às 11:06:18

11:30:00 às 11:36:18

14:31:10 às 14:36:18

15:00:14 às 15:05:45

15:30:00 às 15:35:54

16:00:00 às 16:05:54

17:04:02 às 17:07:05

17:32:28 às 17:37:05

18:00:35 às 18:06:52

18:30:00 às 18:36:24

Tabela 6.6 – Horários das recolhas das amostras em época não balnear.

Secção P1 (ETFL) Secção P2 (Descarga) Secção P3 (ETFS)

1º DIA (6-2-2014)

10:00:30

10:31:48

11:02:00

11:31:50

14:05:10

14:35:04

15:03:30

15:33:30

16:35:00

17:05:15

17:33:00

18:02:00

2º DIA (25-2-2014)

10:00:30

10:30:40

11:02:00

11:32:00

14:34:15

15:03:15

15:33:50

16:03:20

17:04:35

17:35:45

18:05:00

18:34:35

54

6.3.2.2 Em época balnear

Tal como foi feito para a campanha em período não balnear, a adição de cloreto férrico foi interrompida

no poço de bombagem, neste caso desde as 0h do dia 7 de Julho até às 0h do dia 10 de Julho.

No que se refere ao procedimento experimental utilizado em época balnear, foi necessário alterar o

ponto 5 do procedimento. A este ponto, que consistia na realização de um kit para a avaliação da

concentração de sulfuretos na massa líquida, foi acrescentado mais um passo com a informação do

enchimento dos frascos para a análise em laboratório da fração solúvel dos sulfuretos e CQO.

Na tentativa de se diferenciar a fração solúvel dos sulfuretos em lamas foi necessário filtrá-las “in situ”,

tendo-se começado por um filtro de grandes dimensões (coador) e de seguida por vários papéis de

filtros com porosidades diferentes e cada vez menores. No entanto, as lamas colmataram rapidamente

os filtros, tendo-se optado por esperar que os sólidos se depositassem no fundo para se utilizar o

sobrenadante na filtração.

Nestas campanhas, o ponto 5 do procedimento passou a ser feito para a avaliação da concentração

da fração solúvel dos sulfuretos, onde se utilizou o sobrenadante para a realização do kit, após se ter

deixado decantar os sólidos da amostra durante uns 20 minutos. Seguidamente ao teste rápido, se o

resultado fosse positivo enchia-se os frascos com o sobrenadante para a análise dos sulfuretos em

laboratório e adicionava-se cerca de 0,5 mL de hidróxido de sódio. Os resultados do laboratório são

designados por sulfuretos dissolvidos (SD), pois os sulfuretos analisados em laboratório são

provenientes da fração decantada e filtrada da amostra. Esta foi a forma encontrada para se conseguir

obter uma percentagem para a parte dissolvida dos sulfuretos, pois com a amostra em bruto não era

possível analisar os sulfuretos dissolvidos no laboratório de análises do IST. Na Figura 6.10 apresenta-

se a amostra com o sobrenadante visível e o enchimento dos frascos para a análise dos SD. Para se

obter a fração solúvel da CQO, e tal como foi feito para os sulfuretos, utilizou-se o sobrenadante e

filtrou-se para levar para análise em laboratório. Este procedimento apenas foi feito para três amostras.

Figura 6.10 – Amostra após 20 minutos com o sobrenadante bem visível (à esquerda) e o enchimento dos

frascos para a avaliação dos SD (à direita).

Nesta campanha, e para a definição das horas da realização de cada recolha, teve-se em conta o

tempo de percurso desde a secção P1 até à P3, os turnos, os volumes bombados e a duração das

bombagens, que constam da Tabela 6.7, tendo-se estimado um tempo de percurso da ordem de

3 horas. Como em época não balnear as recolhas feitas no início do intervalo de bombagem foram,

aproximadamente, para a mesma massa líquida, então em período balnear admitiu-se o mesmo

55

princípio e recolheu-se as amostras no começo do ensaio. Na Tabela 6.8 apresentam-se os horários

teóricos adotados para as recolhas das amostras. Para o 1º dia (7 de Julho) optou-se por realizar

recolhas para análise em laboratório durante o dia e noite, tendo-se efetuado seis recolhas para cada

secção, com um intervalo de 3 horas. À semelhança das campanhas em período não balnear, foram

feitas quatro e três recolhas, com um intervalo de 30 minutos, para o 2º e 3º dia (8 e 9 de Julho),

respetivamente.

Tabela 6.7 – Turnos, volume bombado e duração das bombagens para cada arranque, em época balnear.

Turno 1 Turno 2 Turno 3 Turno 4

Horário 01:00 às

03:00 03:00 às

11:00 11:00 às

17:00 17:00 às

01:00

Nº de bombas em simultâneo 2 2 2 2

Volume de lamas bombado numa hora (m3) 170 130 200 220

Duração da bombagem para cada bomba (min) 13 10 16 17

Tabela 6.8 – Horários teóricos adotados para as recolhas das amostras em época balnear.

1º DIA 2º DIA 3º DIA

Secção P1

(ETFL)

Secção P3

(ETFS)

Secção P1

(ETFL)

Secção P3

(ETFS)

Secção P1

(ETFL)

Secção P3

(ETFS)

10:00

13:00

16:00

19:00

22:00

01:00

13:00

16:00

19:00

22:00

01:00

04:00

10:00

10:30

11:00

11:30

13:00

13:30

14:00

14:30

10:00

10:30

11:00

13:00

13:30

14:00

A título ilustrativo, apresentam-se na Figura 6.11 para o turno 1 e 3, as bombagens e o volume

acumulado de lamas bombadas para as condutas, por cada bomba. Para o turno 1 de duas horas

obtém-se um volume de 340 m3 (para cada bomba um volume acumulado de 170 m3) e para o turno 3

de seis horas, um volume acumulado de 1 200 m3 (para cada bomba um volume de 600 m3).

Figura 6.11 – Duração das bombagens e volume acumulado de lamas, para cada bomba, para o turno 1 e 3.

56

6.3.3 Equipamentos e material utilizado

Em época não balnear, para as medições “in situ” foram utilizados dois equipamentos de medição,

sendo um para a medição de H2S na atmosfera e um para medição de parâmetros da massa líquida.

Também foram utilizados testes rápidos do tipo colorímetro (kits) para a medição de sulfuretos e um

equipamento adicional de medição na atmosfera de CH4 e O2. Adicionalmente, no 2º dia de campanha

em época não balnear foram utilizados kits para medição da CQOT para a verificação dos resultados

laboratoriais. Em período balnear foram utilizados os mesmos dois equipamentos de medição, e kits

para a medição de sulfuretos nos três dias de campanha.

Para medição no ar, os dois modelos de analisador portátil de multigás utilizados foram: o modelo

GFM110 GasData, que mede H2Sg na gama de 0 a 200 ppm (precisão de 1 ppm) e o modelo GFM130

GasData, que mede, para além do gás sulfídrico na gama de 0 a 5 000 ppm (precisão de 10 ppm),

outros gases, como o metano (CH4, 0 a 100% do limite inferior de explosividade – LIE igual a 5% v/v)

e o oxigénio (O2, 0 a 25%). Na Figura 6.12 representa-se o equipamento utilizado nas medições na

atmosfera. Por forma a minimizar as perturbações da atmosfera exterior, os cabos de medição foram

instalados o mais próximo possível da zona de recolha. Salienta-se que é necessário monitorizar o

equipamento continuamente, porque este não grava automaticamente os valores medidos.

Figura 6.12 – Equipamento utilizado nas medições efetuadas na atmosfera (modelo GFM, GasData).

Para medição na massa líquida utilizou-se uma sonda multiparamétrica portátil, modelo 556 MPS da

YSI (Figura 6.13), que mede em contínuo e que foi definido para gravar valores de 20 em 20 segundos,

em termos de armazenamento de dados. Os parâmetros medidos foram os seguintes: pH (gama: 0 a

14, precisão: 0,2), potencial redox (ORP, gama: -999 a 999 mV, precisão: 20 mV), oxigénio

dissolvido (OD, gama: 0 a 50 mg/L, precisão: ± 0,20 mg/L), condutividade (gama: 0 a 200 mS/cm,

precisão: 0,001 mS/cm) e temperatura (T, gama: -5 a 45 ºC, precisão: 0,15 C).

Figura 6.13 – Sonda multiparamétrica para medições “in situ” da massa líquida.

57

Os kits usados para os testes rápidos do tipo colorimétrico para a medição dos sulfuretos dissolvidos

na fase líquida, cuja gama de medição varia entre 0-0,25 mg/L e 0-5 mg/L (modelos Microquant® e

Aquaquant®, respectivamente, ambos da Merck) são representados na Figura 6.14.

Figura 6.14 – Kits colorimétricos para medição rápida de sulfuretos (gama 0-0,25 mg/L à esquerda e 0-5 mg/L à

direita).

Os testes fotométricos de CQO foram efetuados para confirmar os resultados de CQO obtidos em

laboratório, no 2º dia da campanha em época não balnear, tendo-se recorrido a uma diluição de 1 mL

de lamas para 20 mL de água destilada. A gama de medição é de 25 a 1 500 mg/L (modelo

Spectroquant®, marca WTW). Na Figura 6.15 ilustram-se os testes de CQO e o espectrofotómetro

utilizado.

Figura 6.15 – Kits para a medição da CQO e espectrofotómetro utilizado (gama 25-1 500 mg/L).

Para além destes equipamentos, foram também utilizados instrumentos auxiliares de recolha, de

proteção pessoal e de limpeza, nomeadamente:

baldes e frascos;

chaves para abrir as caixas de visita e pinos para garantir segurança durante as recolhas na

secção intermédia (P2);

luvas, funis, filtros de papel de café, papel, varas em ferro, garrafão de água e sacos de

plásticos;

máquina fotográfica.

58

6.3.4 Análises laboratoriais

As análises laboratoriais foram efetuadas no laboratório de análises do IST (para os parâmetros ST, SD

e SO42-) e no laboratório de análises da SANEST (para os parâmetros CQOT, CQOD, ST e STV). Os

parâmetros foram analisados de acordo com as normas em Standard Methods for the Examination of

Water and Wastewater (SMEWW), que se apresentam na Tabela 6.9. No Anexo II apresenta-se uma

síntese das normas utilizadas para as análises laboratoriais.

Tabela 6.9 – Normas utilizadas para as análises laboratoriais.

Parâmetro Norma

Sulfuretos totais e dissolvidos (ST e SD) SMEWW 4500 S2- A, B, C, F

Sulfatos (SO42-) SMEWW 4110 B

Carência química de oxigénio total e dissolvida (CQOT e CQOD) SMEWW 5220 C

Sólidos totais e totais voláteis (ST e STV) SMEWW 2540 G

Na Tabela 6.10 apresenta-se o número de amostras recolhidas para análise em laboratório em cada

dia de campanha e em cada secção. Em síntese, na campanha em época não balnear foram recolhidas

24 amostras para a análise de ST e para a análise de SO42-, CQOT, ST, STV foram 16 amostras de

cada parâmetro, e em época balnear foram recolhidas 26 amostras para análise de ST, 26 para CQOT,

6 para SD e 6 para CQOD. Para a colheita de amostras para análise de sulfuretos foi necessário

adicionar NaOH nos frascos para garantir um pH superior a 9 e não deixar verter, pois continham

reagentes essenciais para a análise. Nos restantes era necessário encher até ao topo e ter cuidado

para não ficar ar no frasco.

Tabela 6.10 – Número de amostras recolhidas para análise em cada dia de campanha.

Secções de

amostragem

Campanha época não balnear Campanha época balnear

1º DIA 2º DIA 1º DIA 2º DIA 3º DIA

Secção P1 (ETFL)

4 ST, SO42-,

CQOT, ST e

STV

4 ST, SO42-,

CQOT, ST e

STV

6 ST e

CQOT,

2 SD,

1 CQOD

4 ST e

CQOT,

1 SD,

1 CQOD

3 ST e

CQOT,

1 CQOD

Secção P2

(Descarga de fundo) 4 ST 4 ST - - -

Secção P3 (ETFS)

4 ST, SO42-,

CQOT, ST e

STV

4 ST, SO42-,

CQOT, ST e

STV

6 ST e

CQOT

2 SD,

1 CQOD

4 ST e

CQOT,

1 SD,

1 CQOD

3 ST e

CQOT,

1 CQOD

Total

12 ST

8 SO42-, CQOT,

ST e STV

12 ST

8 SO42-, CQOT,

ST e STV

12 ST e

CQOT,

4 SD,

2 CQOD

8 ST e

CQOT,

2 SD,

2 CQOD

6 ST e

CQOT,

2 CQOD

59

6.4 Apresentação de resultados

De seguida são apresentados os resultados obtidos nas duas campanhas por época (dois dias em

época não balnear e três dias em época balnear) e por tipo de fase (fase líquida e fase gasosa).

6.4.1 Resultados em época não balnear

6.4.1.1 Na fase líquida

As campanhas experimentais decorreram conforme o planeado, tendo sido implementadas as

alterações mencionadas no subcapítulo 6.3.2.1 no que respeita ao 2º dia de campanha, a fim de mitigar

os problemas inicialmente encontrados. Globalmente, estas alterações levaram à redução dos

problemas de turbulência (e arejamento) nas secções de recolha de amostras, contribuindo para uma

mais célere estabilização da sonda multiparamétrica.

Os resultados referentes às lamas transportadas pela conduta elevatória, para as diferentes amostras

recolhidas durante os dois dias de campanha, constam da Tabela 6.11, tendo-se identificado as

amostras do dia 6 de Fevereiro em A1 até A4 e no dia 25 de Fevereiro em B1 até B4. Dados os

desfasamentos para a estabilização dos sensores, as medições “in situ” não foram lidas imediatamente,

em regra houve necessidade de aguardar uns minutos. Os resultados apresentados na Tabela 6.11

para a temperatura, pH, condutividade e OD correspondem à média das medições obtidas entre o

minuto 3 e 4, após os sensores terem sido colocados no balde de recolha e para o potencial redox,

cuja sensor demora mais a estabilizar, entre o minuto 8 e 9.

Nesta tabela apresentam-se igualmente os valores de ST, SO42-, CQOT, ST e STV obtidos em

laboratório. Foram ainda realizados ensaios com kits (testes do tipo colorímetro) para a determinação

dos sulfuretos (no 2º dia, recorrendo a diluição de lamas), tendo-se obtido no 1º dia valores entre 0,3 e

2,0 mg/L e no 2º dia entre 0,4 e 4,0 mg/L. No entanto, como os resultados foram sistematicamente

inferiores aos obtidos em laboratório e dadas as dificuldades na sua aplicação, concluiu-se que não era

credível o recurso a este tipo de kits para medição da concentração de sulfuretos em lamas.

Verifica-se, na Tabela 6.11, que a temperatura se mantém regular, entre 16 e 17 °C, o pH ligeiramente

ácido, com valores entre 6,3 e 6,9, com tendência para decrescer para jusante, o ORP variou entre

-100 e -240 mV e a condutividade elétrica ronda os 0,80 a 0,95 mS/cm. Adicionalmente, a alteração da

metodologia de recolha no 2º dia refletiu-se em concentrações de OD inferiores e muito próximas de

zero. Na secção de montante, as concentrações de sulfato rondaram os 50 mg/L, e na secção final, 20

a 30 mg/L. Verificou-se, ao longo do percurso, a tendência de aumento dos sulfuretos e do teor de

sólidos e da CQO, que se crê associado ao facto do tempo de retenção das lamas na conduta ser

elevado, o que leva à estratificação e não homogeneidade da amostra, e não tanto a processos que

ocorram no interior da conduta.

60

Salienta-se, ainda, que o aspeto das lamas variou significativamente nas diferentes secções de

amostragem, observando-se uma intensificação da cor e um estado progressivamente pastoso para

jusante, sendo visível a existência, na secção P3, de partículas de grande dimensão (flocos).

Tabela 6.11 – Resultados obtidos para a campanha em época não balnear.

ID

Medições “in situ” Laboratório

Temp. (°C)

pH

(-)

ORP (mV)

Cond. (mS/cm)

OD (mg/L)

ST

(mg/L) SO4

2-

(mg/L) CQOT (mg/L)

ST (%)

STV

(%)

1º DIA (6-2-2014)

A1

ETFL 1 16,86 6,81 -109,58 0,82 0,88 2,4 48 4 454 0,36 0,26

Descarga 1 16,76 6,68 -145,33 0,84 0,94 < 1,0* - - - -

ETFS 1 16,38 6,56 -194,40 0,84 1,23 11,3 28 8 141 0,64 0,51

A2

ETFL 2 16,83 6,84 -92,10 0,83 0,60 2,1 51 2 477 0,28 0,18

Descarga 2 16,68 6,69 -141,00 0,84 0,89 5,8 - - - -

ETFS 2 16,32 6,63 -191,28 0,84 1,08 11,1 26 6 931 0,55 0,43

A3

ETFL 3 16,86 6,88 -107,20 0,83 0,52 2,9 52 2 880 0,28 0,21

Descarga 3 16,67 6,70 -164,43 0,82 0,51 12* - - - -

ETFS 3 16,37 6,67 -175,08 0,84 0,91 10,9 28 12 019 1,02 0,82

A4

ETFL 4 16,87 6,92 -90,65 0,82 0,44 2,5 50 3 014 0,35 0,24

Descarga 4 16,63 6,73 -164,30 0,83 0,64 7,2 - - - -

ETFS 4 16,29 6,71 -171,10 0,83 0,97 10,5 22 12 576 0,95 0,75

2º DIA (25-2-2014)

B1

ETFL 1 16,58 6,67 -142,70 0,86 0,66 4,1 46 7 834 0,67 0,52

Descarga 1 17,33 6,61 -197,40 0,91 0,70 11 - - - -

ETFS 1 16,48 6,28 -224,75 0,92 0,63 12 18 14 285 0,84 0,67

B2

ETFL 2 16,58 6,74 -151,05 0,83 0,39 4,1 46 8 486 0,65 0,54

Descarga 2 16,80 6,52 -183,73 0,89 0,85 20* - - - -

ETFS 2 16,57 6,28 -231,10 0,91 0,35 12 24 8 986 0,69 0,57

B3

ETFL 3 16,59 6,75 -149,45 0,84 0,33 2,7 46 7 910 0,59 0,48

Descarga 3 16,85 6,50 -196,43 0,88 0,51 14* - - - -

ETFS 3 16,47 6,28 -232,60 0,90 0,27 14 9,2 9 907 0,87 0,69

B4

ETFL 4 16,59 6,79 -161,65 0,84 0,33 2,3 50 6 643 0,50 0,39

Descarga 4 16,79 6,48 -220,80 0,88 0,29 10 - - - -

ETFS 4 16,38 6,32 -235,90 0,90 0,34 14 20 13 056 0,96 0,76

*valores influenciados pelas dificuldades encontradas nas recolhas, possivelmente com erro de medição

Na Figura 6.16 e Figura 6.17 representam-se, a título ilustrativo, as medições realizadas com a sonda

multiparamétrica (passo 3 do procedimento experimental) de temperatura, pH, OD e condutividade

elétrica para A1 (1º dia). A Figura 6.18 refere-se ao potencial redox no 1º e 2º dia (A1 e B2,

61

respetivamente), sendo de notar a medição de valores mais negativos no 2º dia, traduzindo um maior

potencial para a formação de sulfuretos, provavelmente como consequência do maior tempo de

interrupção da adição de cloreto férrico previamente à realização do trabalho de campo e da alteração

da metodologia de recolha no 2º dia para a minimização dos problemas de turbulência e arejamento.

Tal como se pode observar, a estabilização dos valores obtidos pelos sensores quando colocados

dentro do balde de recolha varia com o parâmetro, sendo maior nos casos do potencial redox e OD. As

figuras apresentadas constituem exemplos elucidativos dos resultados obtidos.

Figura 6.16 – Evolução da temperatura (°C) e do pH (-) para A1 (1º dia).

Figura 6.17 – Evolução da concentração do OD (mg/L) e da condutividade (mS/cm) para A1 (1º dia).

Figura 6.18 – Evolução do potencial redox (mV) para A1 (1º dia) e para B2 (2º dia).

62

Para o 1º dia, da Figura 6.19 à Figura 6.21, apresentam-se de forma gráfica os resultados obtidos em

laboratório e da Figura 6.22 à Figura 6.24 para o 2º dia.

Figura 6.19 – Resultados obtidos para os ST (à esquerda) e SO4

2- (à direita) no 1º dia.

Figura 6.20 – Resultados obtidos para a CQOT no 1º dia.

Figura 6.21 – Resultados obtidos para os ST (à esquerda) e STv (à direita) no 1º dia.

63

Figura 6.22 – Resultados obtidos para os ST (à esquerda) e SO4

2- (à direita) no 2º dia.

Figura 6.23 – Resultados obtidos para a CQOT no 2º dia.

Figura 6.24 – Resultados obtidos para os ST (à esquerda) e STv (à direita) no 2º dia.

Na Tabela 6.12 apresentam-se os valores médios obtidos em cada secção e valores estatísticos, como

o desvio padrão e a variância. Globalmente, verifica-se, de montante para jusante, um ligeiro

decréscimo da temperatura e do pH e um ligeiro aumento da condutividade elétrica. No entanto, os

valores destes parâmetros são constantes em cada secção, com um desvio padrão praticamente nulo.

No que se refere ao potencial redox obtiveram-se valores médios cada vez mais negativos ao longo da

conduta, indicando condições cada vez mais propícias à formação de sulfuretos, e desvios padrão e

64

variâncias superiores. No que respeita à concentração de oxigénio dissolvido obtiveram-se valores

próximos de zero, mas valores elevados de desvio padrão e de variância, principalmente na secção

P2, que fornecem informação dos erros e dificuldades de monitorização adequada da massa líquida

nessa secção. Nas campanhas posteriores, considerou-se que não se justificava a monitorização da

secção intermédia.

No que respeita aos resultados laboratoriais constatou-se, de montante para jusante, um aumento geral

da CQOT, ST e STV. No 1º dia, as concentrações médias na seção de jusante para a CQOT e STV foram

três vezes superiores às concentrações de montante e no caso dos ST duplicaram. No 2º dia verificou-

se, também, um aumento da concentração média dos parâmetros na seção de jusante, sendo de

salientar a duplicação da CQOT. O aumento sistemático da CQOT para jusante criou uma suspeita de

resultados incorretos. Contudo, no 2º dia foram adicionalmente efetuados ensaios por kits de CQO para

a confirmação dos resultados laboratoriais (valores obtidos entre 5 000 e 12 000 mg/L). Apesar dos kits

terem conduzido a valores um pouco inferiores, confirmou-se o aumento da CQOT na secção de jusante

da conduta.

Tabela 6.12 – Valores estatísticos como a média, desvio padrão e variância em época não balnear.

Análise estatística


Temp. (°C)

pH (-)

ORP (mV) Cond.

(mS/cm) OD

(mg/L) ST

(mg/L) SO4

2-

(mg/L) CQOT (mg/L)

ST (%)

STV (%)

1º DIA (6-2-2014)

Se

cç

ão

P1

(ET

FL

)

Média 16,85 6,86 -99,88 0,82 0,61 2,5 50 3 206 0,32 0,22

Desvio P. 0,02 0,05 9,89 0,00 0,19 0,3 2 863 0,04 0,04

Variância 0,13 0,22 3,14 0,03 0,44 0,6 1 29 0,21 0,19

Se

cç

ão

P2

(Des

ca

rga

) Média 16,68 6,70 -153,76 0,83 0,75 6,5

Desvio P. 0,05 0,02 12,37 0,01 0,20 4,5

Variância 0,23 0,14 3,52 0,10 0,45 2,1

Se

cç

ão

P3

ET

FS

)

Média 16,34 6,64 -182,96 0,84 1,04 11,0 26 9 917 0,79 0,63

Desvio P. 0,05 0,07 11,59 0,00 0,14 0,4 3 2 802 0,23 0,19

Variância 0,21 0,26 3,40 0,06 0,38 0,6 2 53 0,48 0,43

2º DIA (25-2-2014)

Se

cç

ão

P1

(ET

FL

) Média 16,58 6,74 -151,21 0,84 0,43 3,3 47 7 718 0,60 0,48

Desvio P. 0,01 0,05 7,84 0,01 0,16 0,9 2 774 0,08 0,07

Variância 0,08 0,22 2,80 0,10 0,40 1,0 1 28 0,28 0,26

Se

cç

ão

P2

(Des

ca

rga

)

Média 16,94 6,53 -199,59 0,89 0,59 13,8

Desvio P. 0,26 0,06 15,45 0,01 0,24 4,5

Variância 0,51 0,24 3,93 0,12 0,49 2,1

Se

cç

ão

P3

(ET

FS

) Média 16,47 6,29 -231,09 0,91 0,40 13,0 18 11 558 0,84 0,67

Desvio P. 0,08 0,02 4,68 0,01 0,16 1,2 6 2 518 0,11 0,08

Variância 0,28 0,15 2,16 0,11 0,40 1,1 3 50 0,33 0,28

65

Para os dois dias observou-se um decréscimo na concentração de sulfato para jusante com uma

relação de 1:3, entre o valor do decréscimo de sulfatos (∆SO42-, calculado pela diferença entre as

concentrações na secção de jusante e montante da conduta elevatória) e o aumento de sulfuretos (∆S),

como indicado na Tabela 6.13. Por outras palavras, a relação ∆SO42-

/∆S assume sistematicamente o

valor de 3, o que está de acordo com a relação de massas presente na expressão 2.1 (apresentada no

subcapítulo 2.2). A relação ∆SO42-

/∆S evidencia que a redução bioquímica do ião sulfato está na origem

da formação de sulfuretos nas condutas elevatórias de lamas.

Tabela 6.13 – Resultados auxiliares para a relação entre sulfatos e sulfuretos.

1º DIA 2º DIA

|∆SO42-|

(mg/L) ∆S (mg/L)

Relação |∆SO4

2-| /∆S |∆SO4

2-| (mg/L)

∆S (mg/L) Relação

|∆SO42-| /∆S

Amostra 1 20 9 2 28 8 4

Amostra 2 25 9 3 22 8 3

Amostra 3 24 8 3 37 11 3

Amostra 4 28 8 3 30 12 3

Média 24 9 3 29 10 3

Para se obter a taxa de formação de sulfuretos calculou-se o tempo de retenção das lamas (tr) e a

diferença entre as concentrações de sulfuretos entre a secção de jusante e montante da conduta

elevatória. Na Tabela 6.14 apresentam-se os resultados, tendo-se obtido taxas de formação, ∆S/tr,

entre 1,1 e 1,7 mg/L.h e, quando referenciado a 20 °C, entre 1,4 e 2,1 mg/L.h. Em termos médios, a

taxa de formação de sulfuretos foi de 1,4 mg/L.h (temperatura média de cerca de 16,6 ºC) o que,

referenciado a 20 ºC (coeficiente de arredondamento de 1,07), corresponde a 1,7 mg/L.h.

Tabela 6.14 – Taxa de formação de sulfuretos na conduta elevatória de lamas em época não balnear.

1º DIA 2º DIA

tr (h) ∆S/tr

(mg/L.h) ∆S/tr a 20 °C

(mg/L.h) tr (h)

∆S/tr (mg/L.h)

∆S/tr a 20 °C

(mg/L.h)

Amostra 1 6,6 1,4 1,7 7,1 1,1 1,4

Amostra 2 6,6 1,4 1,7 7,1 1,1 1,4

Amostra 3 6,5 1,2 1,5 7,1 1,6 2,0

Amostra 4 6,5 1,2 1,6 7,0 1,7 2,1

Média 6,5 1,3 1,6 7,1 1,4 1,7

6.4.1.2 Na fase gasosa

Na Tabela 6.15 são apresentados os valores mínimos e máximos, assim como a média, o desvio

padrão e a variância dos valores de concentração de gás sulfídrico (H2S), de metano (CH4) e de

66

oxigénio (O2) medidos na secção P3. Na Figura 6.25 apresenta-se a evolução dos parâmetros ao longo

das quatro recolhas, para os dois dias, no tanque de receção de lamas.

Tabela 6.15 – Resultados obtidos em termos de concentração de H2S, CH4 e OD em época não balnear.

1º DIA (6-2-2014) 2º DIA (25-2-2014)

H2S (ppm) CH4 (%) O2 (%) H2S (ppm) CH4 (%) O2 (%)

Mínimo 4 0 20,6 10 0 19,3

Máximo 17 0 20,7 79 0 21,0

Média 10 0 20,6 40 0 20,9

Desvio padrão 4 0 0,0 19 0 0,1

Variância 2 0 0,2 4 0 0,4

Figura 6.25 – Evolução da concentração de H2S, de CH4 e de O2 (1º dia à esquerda e 2º dia à direita).

Como se pode observar na Figura 6.25, obteve-se um valor de concentração nulo para o metano e um

valor praticamente constante e de cerca de 21% para o oxigénio (% de oxigénio no ar ambiente). No

que se refere à concentração média de gás sulfídrico, obteve-se no 2º dia um valor quatro vezes

superior ao obtido no 1º dia, provavelmente em consequência do maior tempo de interrupção da adição

de cloreto férrico.

Globalmente, observou-se um aumento de concentração de gás sulfídrico durante o intervalo de tempo

em que tinha lugar a bombagem, cerca de 10 minutos, representado a cinzento na Figura 6.25, e um

decréscimo, mais lento, nos períodos de repouso (cerca de 20 minutos). No 2º dia obteve-se durante

as bombagens, um aumento de concentração no ar de 1 ppm/min e entre bombagens um decréscimo

de 0,5 ppm/min. No 2º dia verificou-se um aumento de concentração de H2S de cerca de 4 ppm/min e

um decréscimo de 2 ppm/min.

Neste contexto, pode afirmar-se que os valores máximos de H2S foram condicionados pela magnitude

dos períodos das bombagens e os valores mínimos pelos intervalos entre bombagens. As razões

principais para que ocorra o decréscimo das concentrações de H2S deverão ser a aspiração do ar do

tanque de receção de lamas, para tratamento na desodorização (com efeitos de ventilação e renovação

do ar) e os efeitos de corrosão por ácido sulfúrico diluído nas paredes do tanque de receção de lamas.

67

Do ponto de vista prático, se as bombas não estivessem planeadas para iniciarem o funcionamento de

meia em meia hora e se a bombagem for de 20 minutos, por exemplo, o valor poderia ascender a cerca

de 100 ppm ou mais e se o intervalo entre bombagens for superior a 30 minutos, a concentração de

H2S decresceria praticamente a zero.

Adicionalmente, durante a campanha, a SANEST procedeu a medições com um medidor portátil de

gás sulfídrico no tanque de receção de lamas, à entrada da desodorização e no tanque de lamas

espessadas. Estes resultados constam no Anexo III (Tabela A 1 à Tabela A 3, Figura A 17 e Figura A

18) e são complementares aos referidos anteriormente. Para o 1º dia, no tanque de receção de lamas

apenas se dispõe de valores após as recolhas, tendo-se verificado um decréscimo da concentração de

gás sulfídrico, em consequência da reposição do cloreto férrico no poço de bombagem de lamas a

partir das 16h. À entrada da desodorização obteve-se, em média, uma concentração de H2S da ordem

de 6 ppm e no tanque de lamas espessadas um valor nulo.

No 2º dia, ao longo do dia, as medições à entrada da desodorização e no tanque de lamas espessadas

apresentaram concentrações elevadas de H2S, que obrigaram ao aumento da adição de reagentes

nesses locais para controlo das concentrações de H2S. Também, no tanque de receção de lamas foram

feitas algumas medições que revelaram valores elevados para H2S, sendo observado nos dias

seguintes alguma concentração residual (1 ppm).

Com estas medições observou-se que, em época não balnear, quanto maior for o tempo sem a adição

de cloreto férrico no poço de bombagem de lamas, maior é a concentração de H2S no tanque de

receção de lamas, na entrada da desodorização e no tanque de lamas espessadas, ou seja ao longo

do tratamento da fase sólida a presença de H2S pode ser significativa.

6.4.2 Resultados em época balnear

6.4.2.1 Na fase líquida

Os resultados das medições “in situ” e em laboratório obtidos para as diferentes amostras são

apresentados na Tabela 6.16, tendo-se identificado as amostras do dia 7 de Julho em A1 até A6, do

dia 8 de Julho em B1 até B4 e do dia 9 de Julho em C1 até C3. Para as medições com a sonda

multiparamétrica no dia 7 de Julho, apenas foram feitas para as amostras A1, A2 e A3, que

correspondem às recolhas feitas durante o dia. À semelhança do que foi feito para a época não balnear,

os resultados de temperatura, pH, condutividade elétrica e OD correspondem à média dos valores

obtidos entre o minuto 3 e 4 e para o ORP entre o minuto 10 e 11.

Verifica-se, na Tabela 6.16, que a temperatura variou entre 22 e 24 °C, o pH é ligeiramente ácido, com

valores entre 6,5 e 6,8, o potencial redox com valores negativos entre -110 e - 200 mV, a condutividade

elétrica entre 1,35 e 1,50 mS/cm e concentrações de oxigénio dissolvido, em regra, inferiores a 1 mg/L.

Para a CQOT obteve-se concentrações entre 8 000 mg/L e 19 000 mg/L e verificou-se sempre a

formação de sulfuretos na conduta. Salienta-se, ainda, que as lamas apresentavam uma cor escura em

consequência da precipitação de elementos metálicos, como resultado da adição de reagentes no

68

tratamento físico-químico efetuado nesta época, apesar da adição no tanque de receção de lamas ter

sido interrompida desde as 0h do primeiro dia e tendo assim permanecido ao longo dos três dias

consecutivos de medições.

Tabela 6.16 – Resultados obtidos nas campanhas experimentais em época balnear.

ID Medições “in situ” Laboratório

Temp. (°C) pH (-) ORP (mV) Cond. (mS/cm) OD (mg/L) ST (mg/L) CQOT (mg/L)

1º DIA (7-7-2014)

A1

ETFL 1 22,45 6,67 -122,93 1,41 1,63 6 8 124

ETFS 1 23,13 6,74 -198,96 1,35 0,18 19 9 065

A2

ETFL 2 22,15 6,70 -119,61 1,48 1,46 10 11 797

ETFS 2 22,84 6,81 -171,45 1,47 0,22 16 11 558

A3

ETFL 3 22,48 6,80 -115,62 1,37 2,22 11 11 977

ETFS 3 22,51 6,72 -182,68 1,36 0,15 13 15 351

A4

ETFL 4 9 11 081

ETFS 4 15 15 426

A5

ETFL 5 14 11 932

ETFS 5 18 11 678

A6

ETFL 6 15 13 828

ETFS 6 18 12 111

2º DIA (8-7-2014)

B1

ETFL 1 22,50 6,68 -111,19 1,40 0,93 7 9 438

ETFS 1 23,61 6,54 -111,16 1,42 0,92 14 10 050

B2

ETFL 2 22,41 6,67 -125,13 1,42 0,48 13 10 543

ETFS 2 23,00 6,56 -126,04 1,44 0,45 18 10 603

B3

ETFL 3 22,35 6,68 -135,47 1,46 0,36 12 16 000

ETFS 3 23,00 6,63 -137,29 1,50 0,35 17 11 767

B4

ETFL 4 22,32 6,74 -139,48 1,49 0,32 12 18 517

ETFS 4 23,21 6,62 -142,04 1,53 0,29 12 11 230

3º DIA (9-7-2014)

C1

ETFL 1 22,49 6,46 -127,08 1,39 0,92 12 12 335

ETFS 1 24,11 6,56 -126,04 1,39 0,94 17 12 693

C2

ETFL 2 22,47 6,61 -151,54 1,44 0,52 8 10 095

ETFS 2 23,20 6,59 -142,67 1,44 0,49 8 10 483

C3

ETFL 3 22,42 6,68 -164,58 1,46 0,38 7 9 886

ETFS 3 23,24 6,65 -145,11 1,50 0,38 14 9 946

Tal como foi apresentado para a época não balnear, da Figura 6.26 à Figura 6.28 representa-se, a título

ilustrativo, a estabilização dos valores obtidos pela sonda multiparamétrica para os seguintes

parâmetros: temperatura, pH, OD, condutividade elétrica e ORP da recolha A1.

69

Figura 6.26 – Evolução da temperatura (°C) e do pH (-) para A1 nas duas secções de amostragem.

Figura 6.27 – Evolução da concentração do OD (mg/L) e da condutividade (mS/cm) para A1 nas duas secções

de amostragem.

Figura 6.28 – Evolução do potencial redox (mV) para A1 nas duas secções de amostragem.

Da Figura 6.29 à Figura 6.31 apresentam-se de forma gráfica os resultados obtidos em laboratório,

relativamente a ST e CQOT nos três dias de campanha. Para os sulfuretos, e possivelmente devido a

erros de medição, as amostras B4 e C2 apresentam o mesmo valor a montante e jusante da conduta,

pelo que são representadas por um triângulo.

70

Figura 6.29 – Resultados obtidos para os ST (à esquerda) e CQOT (à direita) no 1º dia.



Os valores estatísticos dos três dias em época balnear, nomeadamente a média dos resultados obtidos

em cada secção, o desvio padrão e a variância são apresentados na Tabela 6.17. Globalmente,

verificou-se em média um aumento ligeiro da temperatura e um decréscimo na concentração do

oxigénio dissolvido. Para o pH e condutividade elétrica, obtiveram-se valores muito próximos entre as

duas secções, com desvios padrão e variâncias praticamente nulos. No que respeita ao potencial redox

obteve-se valores propícios à formação de sulfuretos, mas elevados desvios padrão e variâncias em

71

ambas as secções de amostragem. De montante para jusante, verifica-se um aumento na concentração

de ST e uma proximidade nos resultados em termos da CQOT, uma vez que o tempo de retenção na

conduta é reduzido (ou seja menor estratificação da amostra).

Tabela 6.17 – Valores estatísticos como a média, desvio padrão e variância em época balnear.

Análise estatística


Temp. (°C)

pH

(-)

ORP

(mV)

Cond. (mS/cm)

OD

(mg/L)

ST

(mg/L)

CQOT (mg/L)

1º DIA (7-7-2014)

Se

cç

ão

P1

(ET

FL

) Média 22,36 6,72 -119,39 1,42 1,77 11 11 456

Desvio P. 0,18 0,07 3,66 0,05 0,40 3 1 870

Variância 0,42 0,26 1,91 0,23 0,63 2 43

Se

cç

ão

P3

(ET

FS

) Média 22,83 6,76 -184,36 1,39 0,18 17 12 532

Desvio P. 0,31 0,05 13,84 0,06 0,04 2 2 458

Variância 0,56 0,22 3,72 0,25 0,19 2 50

2º DIA (8-7-2014)

Se

cç

ão

P1

(ET

FL

) Média 22,39 6,69 -127,82 1,44 0,52 11 13 625

Desvio P. 0,08 0,03 12,63 0,04 0,28 3 4 344

Variância 0,28 0,18 3,55 0,19 0,53 2 66

Se

cç

ão

P3

(ET

FS

) Média 23,21 6,59 -129,13 1,47 0,50 15 10 913

Desvio P. 0,29 0,04 13,73 0,05 0,28 3 746

Variância 0,54 0,21 3,71 0,23 0,53 2 27

3º DIA (9-7-2014)

Se

cç

ão

P1

(ET

FL

) Média 22,46 6,58 -147,74 1,43 0,61 9 10 772

Desvio P. 0,04 0,11 19,04 0,04 0,28 3 1 358

Variância 0,20 0,34 4,36 0,19 0,53 2 37

Se

cç

ão

P3

(ET

FS

) Média 23,52 6,60 -137,94 1,44 0,60 13 11 041

Desvio P. 0,51 0,05 10,38 0,05 0,30 5 1 456

Variância 0,72 0,21 3,22 0,23 0,55 2 38

Para a determinação expedita dos SD foram feitos kits e pretendia-se levar para laboratório as amostras

cujo resultado fosse superior a 1 mg/L. No entanto, os valores obtidos nos kits foram sempre inferiores

ou iguais a 0,04 mg/L (ou seja praticamente nulos), tendo-se optado por analisar apenas três amostras

em laboratório. No entanto, os valores obtidos em laboratório para estas três amostras, indicaram

presença de sulfuretos na ordem de 2 mg/L. Assim, e tal como já se havia suspeitado na campanha

em época não balnear, os resultados dos kits foram considerados não fiáveis pelo que se desaconselha

o recurso a estes testes para a avaliação da concentração da fração solúvel dos sulfuretos. Na Tabela

6.18 apresentam-se os resultados obtidos em laboratório e a relação em percentagem entre os SD e os

ST. Obtiveram-se valores reduzidos para as concentrações de SD e um aumento para jusante, e

verificaram-se relações reduzidas entre SD e ST. Contudo, as concentrações de ST são elevadas por

72

causa do aumento de temperatura da massa líquida e dos caudais superiores e do cloreto de férrico

adicionado no tratamento em época balnear, que controla e concentra os sulfuretos na massa líquida.

Tabela 6.18 – Resultados obtidos para os SD e a relação entre SD e ST.

ETFL ETFS

SD (mg/L) ST (mg/L) SD/ST (%) SD (mg/L) ST (mg/L) SD/ST (%)

A1 1,7 6 28 2,1 19 11

A2 1,0 10 10 2,3 16 14

B1 1,3 7 19 2,4 14 17

Média 1,3 8 19 2,3 16 14

Mediana 1,3 7 19 2,3 16 14

Para os resultados de CQOD observou-se um aumento para jusante e uma relação CQOD/CQOT inferior

a 10%, com exceção do primeiro resultado que foi influenciado pela rotura do filtro durante o enchimento

do frasco. Os resultados de CQOD e a relação CQOD/CQOT apresentam-se na Tabela 6.19.

Tabela 6.19 – Resultados auxiliares para a relação entre CQOD e CQOT.

ETFL ETFS

CQOD (mg/L)

CQOT (mg/L)

CQOD/CQOT (%)

CQOD (mg/L)

CQOT (mg/L)

CQOD/CQOT (%)

A1 1 628 8 124 20 687 9 065 8

B2 418 10 543 4 803 10 603 8

C1 352 12 335 3 423 12 693 3

Média 799 10 334 9 638 10 787 6

Mediana 418 10 543 4 687 10 603 8

Além das recolhas planeadas foram feitas duas recolhas adicionais, para a análise da CQOT, na secção

P1 (ETFL), no final da duração da bombagem para se perceber se existia influência nos resultados com

a recolha no início ou no fim do intervalo, mas os valores obtidos foram na mesma ordem de grandeza,

o que significa que não ocorre grandes diferenças ao recolher no início ou no fim da bombagem.

Também foram feitas duas recolhas na secção P1 (ETFL), no intervalo entre bombagens, tendo-se

obtido uma concentração média para a CQOT em cerca de 2 000 mg/L. Este valor é inferior ao obtido

durante as bombagens, possivelmente pela ocorrência de estratificação nas lamas durante o tempo em

repouso.

Na Tabela 6.20 apresentam-se os resultados obtidos para a taxa de formação de sulfuretos para o 1º

dia (com os resultados de A1 a A6), para o 2º dia (com os resultados de B1 a B3) e para o 3º dia (com

os resultados de C1 e C3). Embora as amostras A4, A5 e A6 tenham sido recolhidas durante a noite,

admitiu-se para os cálculos da taxa de formação referenciada a 20ºC que a temperatura média é igual

à obtida durante o dia.

73

Tabela 6.20 – Taxa de formação de sulfuretos na conduta elevatória de lamas em época balnear.


∆S

(mg/L) ∆S/tr

(mg/L.h)

∆S/tr a

20 °C

(mg/L.h)

∆S (mg/L)

∆S/tr (mg/L.h)

∆S/tr a

20 °C

(mg/L.h)

∆S (mg/L)

∆S/tr (mg/L.h)

∆S/tr a

20 °C

(mg/L.h)

Amostra 1 13,0 4,3 3,8 7,0 2,3 2,0 5,0 1,7 1,4

Amostra 2 6,0 2,0 1,8 5,0 1,7 1,5

Amostra 3 2,0 0,7 0,6 5,0 1,7 1,5 7,0 2,3 2,0

Amostra 4 6,0 2,0 1,8

Amostra 5 4,0 1,3 1,2

Amostra 6 3,0 1,0 0,9

Média 5,7 1,9 1,7 5,7 1,9 1,7 6,0 2,0 1,7

Mediana 5,0 1,7 1,5 5,0 1,7 1,5 6,0 2,0 1,7

Para a taxa média da formação de sulfuretos (∆S/tr) obteve-se 1,9 mg/L.h (correspondente à

temperatura de 22,8 ºC) e para a referenciada a 20 ºC, obteve-se um valor da ordem de 1,7 mg/L.h.

Este valor é obtido sem adição de reagentes no poço de bombagem de lamas, mas é influenciado pelos

reagentes adicionados na decantação lamelar e nas operações de coagulação-floculação, como se

comprova pela relação entre sulfuretos dissolvidos e sulfuretos totais, da ordem de 10 a 30%, em vez

de cerca de 70 a 90%, comum em águas residuais de sistemas de drenagem ou efluentes à ETAR.

6.4.2.2 Na fase gasosa

Na Tabela 6.21 são apresentados os valores mínimos e máximos, a média, o desvio padrão e a

variância dos valores medidos para a concentração de gás sulfídrico, tendo-se obtido uma

concentração média de 3 ppm e concentrações entre 1 e 7 ppm, com o analisador portátil para medição

de H2S na atmosfera (GasData). No Anexo III (Figura A 19 e Figura A 20) apresenta-se a evolução da

concentração de H2S nos três dias de campanha. Apesar da interrupção da adição de cloreto férrico no

poço de bombagem de lamas durante os três dias observou-se que a concentração de H2S no tanque

de receção de lamas não aumentou significativamente. Esta situação resulta do período de bombagem

ser elevado, com curtos períodos de repouso, em que ainda existe turbulência e as concentrações

máximas obtidas, apesar de serem reduzidas, são condicionadas pelas condições de bombagem.

Tabela 6.21 – Resultados obtidos para a concentração de H2S em época balnear.

H2S (ppm)


Mínimo 1 1 2

Máximo 5 7 6

Média 3 4 3

Desvio padrão 1 1 1

Variância 1 1 1

74

A título ilustrativo apresenta-se na Figura 6.32 e Figura 6.33 os resultados das medições em contínuo,

fornecidos pela SANEST, de H2S e CH4 ao longo do dia 8 de Julho (2º dia), onde se observa os

aumentos de H2S durante as bombagens e os decréscimos durante o tempo de repouso. Obteve-se

uma concentração média de 2 ppm e um máximo de 4 ppm. No que se refere ao metano obteve-se

valores inferiores a 2%, ou seja a atmosfera contém muito ar e pouco gás, não sendo explosiva e,

apesar dos valores reduzidos, estes são indicadores de uma certa atividade de metanogénese.

Também se observa nessas figuras algumas descidas significativas, que se crê acontecer com a

mudança dos equipamentos para trocar a bateria e/ou filtros. No Anexo III apresentam-se as

concentrações de metano (CH4), gás sulfídrico (H2S), monóxido de carbono (CO) e oxigénio (O2) nos

três dias de campanhas, de forma gráfica (Figura A 21 à Figura A 26) e em termos de média, máximo

e mínimo (Tabela A 4).

Figura 6.32 – Concentrações de H2S e CH4 no ar no tanque de receção de lamas desde as 0h até às 12h do 2º

dia de campanha.

Figura 6.33 – Concentrações de H2S e CH4 no ar no tanque de receção de lamas desde as 12h até às 24h do 2º

dia de campanha.

75

6.5 Discussão de resultados

Em ambas as épocas, as características foram favoráveis à formação de sulfuretos, tendo-se obtido

um pH ligeiramente ácido, uma concentração de oxigénio dissolvido próxima de zero e um potencial

redox negativo (entre -100 mV e -250 mV), nas lamas, na conduta elevatória. Em época balnear, os

resultados da temperatura foram superiores, o que proporciona condições mais favoráveis à atividade

das bactérias e consequentemente um aumento na formação de sulfuretos.

Pela relação obtida entre as variações de SO42-

e S, em época não balnear, verificou-se que a totalidade

dos sulfuretos formados resultou, na prática, da redução bioquímica do ião sulfato (relação

estequiométrica de 3 para 1).

A abundância e disponibilidade da matéria orgânica no sistema elevatório resultou na formação de

sulfuretos independentemente dos valores da CQO, tanto no período não balnear como no balnear. A

partir da Figura 6.34 é possível verificar que a taxa horária de formação de sulfuretos, referenciada a

20 ºC, não aumenta com a CQOT.

Figura 6.34 – Taxa horária de formação de sulfuretos (padronizada a 20ºC), em função da CQOT.

Embora se tenha interrompido a dosagem de reagentes no poço de bombagem das lamas mais de

uma dezena de horas antes das campanhas experimentais, os efeitos antecedentes certamente

condicionaram a formação de sulfuretos nas condutas, a qualidade e diversidade bacteriológica, e as

suas consequências a jusante. Também, no período balnear, a adição de cloreto férrico na decantação

lamelar e nas operações de coagulação-floculação, para garantir as exigências do tratamento e rejeição

das águas residuais sem impactes negativos para o meio recetor, limitaram a formação de sulfuretos.

Obteve-se uma taxa média horária de formação de sulfuretos, referenciada a 20 ºC, da ordem de

1,7 mg/L.h para ambos os períodos de amostragem.

Os tempos de percurso nas condutas elevatórias foram, em regra, da ordem de 7 h em época não

balnear e de 3 h em época balnear. O tempo de transporte efetivo foi cerca de 1,6 h e com velocidade

de 0,75 m/s. A velocidade média ponderada resulta em valores da ordem de 0,17 m/s e de 0,39 m/s,

característica do funcionamento do sistema em período não balnear e balnear, respetivamente.

76

Verificou-se uma relação direta entre a descarga das lamas e a concentração de gás sulfídrico no

tanque de receção de lamas, na ETFS, tendo-se observado o aumento sistemático da concentração

do gás sulfídrico durante os períodos de bombagem e um decréscimo no intervalo entre bombagens,

quando o sistema elevatório se encontrava em repouso. Se não houvesse ventilação da massa de ar

no interior, nem condensação de gás sulfídrico nas paredes do tanque, e se, simultaneamente, a

bombagem se mantivesse por um período prolongado de tempo, a concentração máxima de gás

sulfídrico seria muito superior à obtida durante as campanhas. Também, a concentração máxima de

H2S pode servir de aviso para a necessidade de aumentar a quantidade de reagente no poço de

bombagem de lamas. Deste modo, os valores máximos e mínimos de concentração de H2S obtidos no

tanque de receção de lamas foram limitados pelos arranques e paragens dos grupos elevatórios, ou

seja pelo regime de bombagem utilizado pela entidade gestora. Portanto, uma gestão racional do

funcionamento das bombas pode contribuir, de certa forma, para o controlo dos valores máximos de

concentração de H2S no ar no tanque de receção de lamas, na ETFS, e para a otimização do recurso

a reagentes.

Em termos de concentração para os sulfuretos totais obtiveram-se valores superiores no período

balnear em comparação ao não balnear, provavelmente em resultado do agravamento das cargas

orgânicas, da temperatura e caudais elevados, do menor tempo de retenção e da adição de reagentes

no tratamento. De facto, entre a campanha balnear e a não balnear, a temperatura aumentou cerca de

6 ºC, o que se refletiu num aumento em mais do dobro para a concentração de sulfuretos totais na

secção P1 (a montante da conduta). No entanto, em época balnear, as concentrações de gás sulfídrico

obtidas foram muito inferiores às obtidas em época não balnear, sendo as principais razões para esta

situação a precipitação dos sulfuretos devido à adição de reagentes no tratamento e a menor

solubilidade do sulfureto de hidrogénio com o aumento da temperatura, minimizando as consequências

a jusante da conduta. Com estes resultados, foi possível concluir que em época balnear, mesmo com

condições favoráveis à formação de sulfuretos, as consequências da presença dos sulfuretos são

mitigadas pelas características do tratamento no sistema tendo ficado demonstrado à entidade gestora

que efetivamente se pode dispensar a adição de cloreto férrico no poço de bombagem de lamas nesse

período, resultando numa poupança imediata.

Os resultados dos testes rápidos do tipo colorímetro (kits) para a determinação dos sulfuretos

forneceram resultados muito inferiores aos obtidos em laboratório. Assim, considera-se que o recurso

a este tipo de kits para a medição da concentração de sulfuretos em lamas não forneceu, neste caso,

resultados credíveis.

O aspeto das lamas variou ao longo da conduta, observando-se nas amostras recolhidas uma

intensificação da cor (em tons de cinza) e da presença de partículas sólidas (flocos) sedimentáveis.

Estas características, a consistência líquida das lamas, o teor elevado de matéria orgânica, o pH

ligeiramente ácido e a percentagem de sólidos voláteis entre 60 e 80% são exemplos de

particularidades das lamas primárias. Neste caso de estudo, a qualidade das lamas, o diâmetro das

condutas e a velocidade de percurso são fatores adequados para o transporte de lamas por bombagem.

Contudo, o longo tempo de retenção proporciona odores fortes (causados pelo gás sulfídrico) na

77

descarga das lamas que se devem minimizar para garantir a qualidade do ambiente e o bem-estar das

populações.

Além da produção de odores desagradáveis a jusante das condutas, a presença de sulfuretos nas

lamas pode causar problemas no tratamento destas (toxicidade e corrosão nos vários órgãos), por

exemplo nos digestores anaeróbios os sulfuretos podem inibir a atividade das bactérias metanogénicas,

o que limita a formação de metano e consequentemente o aproveitamento do biogás.

Dadas as condições de escoamento e os valores obtidos para os parâmetros de qualidade durante as

campanhas, considera-se que o desempenho da conduta elevatória de lamas pode apresentar

semelhanças com um digestor anaeróbio no início do funcionamento podendo ocorrer, possivelmente,

as primeiras fases da digestão (a hidrólise e a acidogénese) durante o transporte das lamas até à ETFS.

Por exemplo, o pH próximo de 7, os valores para o potencial redox entre -50 e -200 mV e a temperatura

próxima da gama mesofílica são fatores favoráveis à atividade das bactérias hidrolíticas e

fermentativas, e a ligeira redução do pH para jusante da conduta elevatória pode ser indicativo da

formação de AGV. Também, nestas circunstâncias, as bactérias redutoras de sulfato podem competir

com as bactérias metanogénicas, o que limita a formação de metano. De facto, obtiveram-se

concentrações muito reduzidas de metano.

Na tentativa futura de procurar uma expressão empírica de estimativa da formação de sulfuretos em

condutas elevatórias para lamas à semelhança das apresentadas no capítulo 3, para escoamentos sob

pressão para águas residuais, verificou-se não ser viável uma expressão idêntica pelas seguintes

razões: a taxa horária de formação de sulfuretos não variou significativamente nos ensaios e o valor da

CQO não influencia a taxa de formação de sulfuretos.

79

7. Conclusões e perspetivas de trabalhos futuros

As consequências da presença de sulfuretos, como a libertação de odores ofensivos, a ocorrência de

atmosferas tóxicas e da corrosão, causam prejuízos económicos, sociais e ambientais. Em sistemas

de drenagem de águas residuais existem estudos sobre a formação e minimização dos seus efeitos,

mas em condutas elevatórias de lamas com condições para a formação de sulfuretos e para a libertação

de gás sulfídrico o conhecimento é reduzido. O objetivo deste trabalho foi contribuir para uma melhor

compreensão da formação de sulfuretos em condutas elevatórias de lamas e servir como ferramenta

útil para as entidades gestoras controlarem os riscos da formação de sulfuretos.

O sistema elevatório de lamas da ETAR da Guia é um caso concreto com riscos de problemas de

odores. Neste contexto foram feitas campanhas experimentais com medições “in situ” e com análises

de parâmetros em laboratório, em época balnear e não balnear.

Verificou-se, pela relação obtida entre SO42- e ST, que os sulfuretos formados resultam da redução

bioquímica do ião sulfato e que o elevado teor de matéria orgânica disponível resultou na formação de

sulfuretos independentemente dos valores da CQO.

Apesar da interrupção da adição de cloreto férrico no poço de bombagem de lamas e do esvaziamento

das condutas em ambas as épocas, os efeitos antecedentes das doses aplicadas e as diferenças no

regime de bombagem e no tratamento das águas residuais, em época balnear, influenciaram a

formação de sulfuretos na conduta. Contudo, obtiveram-se, para ambas as épocas, uma taxa de

formação de sulfuretos, referenciada a 20 ºC, da ordem de 1,7 mg/L.h, o que significa que a taxa de

formação foi igual com ou sem adição de reagentes no tratamento.

Os valores máximos e mínimos da concentração de gás sulfídrico no tanque de receção de lamas são

condicionados pelos arranques e paragens dos grupos elevatórios, pela ventilação do ar e pela

condensação de gás sulfídrico nas paredes do tanque. Em época balnear, mesmo com a interrupção

do cloreto férrico no poço de bombagem de lamas, verificam-se temperaturas e caudais superiores e

menor tempo de retenção, mas com a adição de reagentes no tratamento físico-químico houve

efetivamente uma redução bastante acentuada das concentrações de gás sulfídrico a jusante da

conduta elevatória, pelo que os problemas com os odores ofensivos são mitigados. Deste modo, é

possível aconselhar-se à entidade gestora proceder à paragem da adição de cloreto férrico no poço de

bombagem de lamas durante o período balnear, conseguindo assim reduzir os gastos com os

reagentes.

Para se conseguir reduzir a libertação de odores e o recurso a reagentes no poço de bombagem de

lamas, em ambas as épocas, as formas de controlo possíveis poderão ser as seguintes:

reduzir os períodos de bombagem à custa de maior frequência de bombagens, por exemplo

passar de 2 arranques por hora para 4;

ajustar a dosagem da adição de cloreto férrico no poço de bombagem de lamas, em função

das concentrações obtidas para H2S nas últimas 12h;

aumentar a ventilação/renovação de ar no tanque de receção de lamas, de forma a que ocorra

uma maior extração e condução desse ar para tratamento em situações críticas.

80

Para trabalhos futuros propõem-se campanhas com adição de reagentes em época não balnear, por

exemplo com metade da concentração habitual, para se estudar a dosagem de cloreto férrico a

adicionar no poço de bombagem que minimize a libertação de odores desagradáveis a jusante da

conduta. Atualmente, a adição de cloreto férrico no poço é feita de forma empírica, sendo adicionadas

quantidades para prevenir a libertação de odores durante todo o ano. Além disso, propõe-se a análise

em laboratório dos sulfuretos dissolvidos em época não balnear e a correlação entre os vários

parâmetros para avaliar a estabilidade da formação de sulfuretos.

Também importa monitorizar as concentrações de gás sulfídrico em contínuo, no tanque de receção

de lamas, bem como proceder à medição de caudais ventilados desse órgão. Com base nestes dados

será possível proceder-se aos balanços de massa e avaliar os fluxos de gás sulfídrico devido à

ventilação e corrosão. Deste modo, também será possível realizar-se uma avaliação integrada da

formação de sulfuretos, do regime de exploração dos grupos elevatórios, dos resultados da

concentração de gás sulfídrico no ar e dos balanços de massa, de forma a delinear-se uma estratégia

adequada para controlo da formação de sulfuretos com adição de reagentes, que seja económica e

com riscos mínimos de libertação de odores ofensivos.

Para concluir, no futuro seria interessante que a investigação da avaliação da formação de sulfuretos

em lamas tivesse em conta a divisão da matéria particulada e dissolvida que constitui as lamas.

Contudo, importa referir que se crê ter-se contribuído para o conhecimento da formação de sulfuretos

em condutas elevatórias de lamas, com informações que podem ser úteis para a entidade gestora.

81

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I

Anexos

III

Anexo I: Elementos fotográficos

Figura A 1 – Grupos elevatórios (à esquerda) e identificação dos frascos (à direita) (6-2-2014).

Figura A 2 – Frascos prontos para a recolha (à esquerda) e medições “in situ” (à direita) (6-2-2014).

Figura A 3 – Enchimento dos frascos (à esquerda) e adição de hidróxido de sódio (à direita) 6-2-2014).

Figura A 4 – Kits de sulfuretos, onde se observa que a amostra está entre 0,1 e 0,3 mg/L (6-2-2014).

IV

Figura A 5 – Preparação das recolhas (à esquerda) e frascos prontos (à direita) na secção P2 (6-2-2014).

Figura A 6 – Conduta elevatória B (à esquerda) e descarga de fundo (à direita) (25-2-2014).

Figura A 7 – Recolha (à esquerda) e sonda multiparamétrica a medir (à direita) (25-2-2014).

Figura A 8 – Preparação dos kits de sulfuretos (à esquerda) e diluição das lamas (à direita) (25-2-2014).

V

Figura A 9 – Topo do tanque de receção de lamas (à esquerda) e conduta elevatória na secção P3 (ETFS) (à

direita) (25-2-2014).

Figura A 10 – Equipamentos preparados (à esquerda) e amostras recolhidas (à direita) (25-2-2014).

Figura A 11 – Preparação da recolha (à esquerda) e colocação da sonda a medir (à direita) (25-2-2014).

Figura A 12 – Diluição das lamas para os testes de CQO (à esquerda) e testes de CQO (à direita)

(25-2-2014).

VI

Figura A 13 – Recolha da massa liquida na secção P1 (7-7-2014).

Figura A 14 – Enchimento dos frascos (à esquerda) e resultado de medição por kit (à direita) (7-7-2014).

Figura A 15 – Enchimento do frasco para a análise da CQOD (à esquerda) e do SD (à direita) (7-7-2014).

Figura A 16 – Recolha da massa liquida na secção P3 (7-7-2014).

VII

Anexo II: Breve descrição das análises laboratoriais

Os sulfuretos totais foram determinados por titulação iodométrica. Este método tanto pode ser aplicado

em águas residuais como em lamas, sendo a amostra de lama previamente destilada, em meio ácido,

e o destilado recolhido numa solução de acetado de zinco. O precipitado de sulfureto de zinco é

dissolvido em meio ácido na presença de iodo, onde o iodo é reduzido a iodeto e o sulfureto oxidado a

sulfato. Para a colheita da amostra de lama deve-se colocar 2 mL de acetato de zinco e 0,5 mL de

NaOH num frasco com capacidade para 1 L. Depois deve-se encher até ao topo com lama e colocar a

tampa de modo a não ficar ar, agitar e verificar o pH. Deve ser garantido um pH > 9, se necessário

adicionar mais NaOH e preservar no frio.

Os sulfatos foram determinados por cromatografia iónica para a análise de iões. A amostra é injetada

num fluxo de eluente (por exemplo carbonato de sódio) e passada por uma série de permutadores de

iões, onde os aniões de interesse vão sendo separados até às suas formas ácidas para serem medidos

por condutividade. Eles são identificados com base no tempo de retenção, comparados com os padrões

e quantificados pela medição da área e altura do pico. Para a colheita da amostra deve-se encher até

ao topo e ter cuidado para não ficar ar no frasco.

A carência química de oxigénio total foi determinada por volumetria, em triplicado e com diluição de

1/20 e 1/40. A amostra é submetida a refluxo em solução ácida com excesso de dicromato de potássio.

Após a digestão, o dicromato de potássio residual é titulado com sulfato de amónio e ferro e determina-

se a quantidade de dicromato de potássio consumida e a matéria orgânica oxidada em termos de

oxigénio equivalente. Para a colheita da amostra deve-se encher até ao topo, colocar a tampa de modo

a não ficar ar e preservar no frio.

Os sólidos totais e totais voláteis foram determinados por gravimetria e em duplicado. Este método

consiste no aquecimento, arrefecimento, dessecação e peso da amostra até alcançar 50 mg ou uma

variação do peso inferior a 4%. Para a colheita da amostra deve-se encher até ao topo, colocar a tampa

de modo a não ficar com ar e preservar no frio.

IX

Anexo III: Medições de parâmetros de qualidade no ar

Na Tabela A 1 à Tabela A 3 apresentam-se os resultados obtidos em termos de concentrações de gás

sulfídrico no tanque de receção de lamas, na entrada da desodorização e no tanque de lamas

espessadas para as campanhas em período não balnear (fornecidos pela SANEST). Em forma gráfica

apresentam-se os resultados na Figura A 17 e Figura A 18.

Tabela A 1 – Concentrações de gás sulfídrico em época não balnear no 1º dia (6-2-2014).

Tanque de receção de lamas 2

Entrada da desodorização I (sistema que aspira o ar do depósito de

receção de lamas)

Tanque de lamas

espessadas

Horas H2S (ppm) Horas H2S (ppm) Horas H2S (ppm)

17:30 7 09:00 0 16:35 0

18:40 6 10:00 0 17:35 0

19:40 6 11:00 8 18:35 0

20:40 5 12:00 5 19:35 0

21:40 5 13:00 5 20:35 0

22:40 4 14:00 5 21:35 0

23:40 4 15:00 5 22:35 0

16:30 10 23:35 0

17:30 7

18:00 7

18:30 6

19:00 6

19:30 6

20:00 6

20:30 6

21:00 6

21:30 8

22:00 6

22:30 6

23:00 6

23:30 6

Figura A 17 – Concentrações de gás sulfídrico no tanque de receção de lamas, na entrada da desodorização e

no tanque de lamas espessadas (6-2-2014).

X

Tabela A 2 – Medições de gás sulfídrico à entrada da desodorização e no tanque de lamas espessadas em

época não balnear (no dia 24, 25 e 26 de Fevereiro de 2014).

H2S (ppm) Entrada da desodorização I H2S (ppm) Tanque de lamas

espessadas

Horas 24/2 25/2 26/2 Horas 24/2 25/2 26/2

00:30 15 7 00:30 7 4

01:30 18 6* 01:30 7 3**

02:30 21 5 02:30 7 3

03:30 24 5 03:30 8 3

04:30 27 5 04:30 9 2

05:30 3 31 5 05:30 11 2

06:30 3 35 4 06:30 13 2

07:30 2 30* 4 07:30 9 2

08:30 2 35 08:30 7

09:30 2 42 09:30 10

10:30 3 40 10:30 9**

11:30 3 40 11:30 8

12:30 3 39 12:30 8

13:30 3 40 13:30 9

14:30 3 43 14:30 1

15:30 4 41 15:30 3

16:30 14 5 16:30 0

17:30 6 6 17:30 4 0

18:30 6 5 18:00 5 0

19:30 6 43 18:30 6 0

20:30 6 41 19:30 5 0

21:30 6 35 20:30 7 25

22:30 8 35 21:30 6 23

23:30 11 13 22:30 8 17

23:30 8 13

*a adição de hipoclorito de sódio iniciou-se no dia 25/2 às 7h30 e parou-se no dia 26/2 à 1h30

**a adição de cloreto férrico iniciou-se no dia 25/2 às 10h30 e parou-se no dia 26/2 à 1h30

Tabela A 3 – Medições de gás sulfídrico no tanque de receção de lamas em época não balnear.

H2S (ppm) Tanque de receção de lamas 2

Horas/Dias 24-2-2014 25-2-2014 26-2-2014 27-2-2014 28-2-2014 1-3-2014

00:00 9 1 1 0 0

10:00 1 9 1 1 1

11:30 16

14:00 1 15 1 0 4

18:00 5 35 1 0 1

18:30 44

21:30 5

XI

Figura A 18 – Concentrações de gás sulfídrico no tanque de receção de lamas, na entrada da desodorização e

no tanque de lamas espessadas nos dias 24, 25 e 26 de Fevereiro de 2014.

Para o período balnear, apresenta-se na Figura A 19 e Figura A 20 a evolução da concentração de H2S

obtidas com o analisador portátil de multigás (modelo GFM, GasData).

Figura A 19 – Evolução da concentração de H2S em época balnear (1º dia à esquerda e 2º dia à direita).

Figura A 20 – Evolução da concentração de H2S em época balnear (3º dia).

Também durante a campanha desta época, a SANEST monitorizou em contínuo parâmetros de

qualidade no ar para se perceber a evolução ao longo do dia. Na Tabela A 4 apresenta-se os resultados

para o metano (CH4), gás sulfídrico (H2S), monóxido de carbono (CO) e oxigénio (O2) nos três dias de

campanha e na Figura A 21 à Figura A 26 a evolução das medições. Observa-se pela Figura A 26 que

a ventilação desligada, apenas uma hora, influenciou a concentração dos parâmetros de qualidade no

ar, tendo-se obtido na hora seguinte um pico para o H2S.

XII

Tabela A 4 – Média, máximo, mínimo, desvio padrão e variância dos três dias em época balnear.

1º DIA (7-7-2014) 2º DIA (8-7-2014) 3º DIA (9-7-2014)

CH4

(%)

H2S

(ppm)

CO

(ppm)

O2

(%)

CH4

(%)

H2S

(ppm)

CO

(ppm)

O2

(%)

CH4

(%)

H2S

(ppm)

CO

(ppm)

O2

(%)

Mínimo 0,0 0 0,0 20,8 0,0 0 0,0 20,7 0,2 0 - 20,7

Máximo 1,5 3 1,0 21,0 1,7 4 1,0 21,0 3,7 5 1,1 21,0

Média 0,7 2 0,3 20,8 0,9 2 0,3 20,8 1,3 2 0,2 20,8

Desvio p. 0,5 1 0,2 0,0 0,4 1 0,2 0,0 1,2 1 0,2 0,1

Variância 0,7 1 0,4 0,2 0,6 1 0,4 0,2 1,1 1 0,5 0,2

Figura A 21 – Concentrações de CH4, H2S, CO e O2 no ar no tanque de receção de lamas (ETFS) desde das 0h

até às 12h do 1º dia.



XIII







XIII


até às 24h do 3º dia, com realce a preto as medições efetuadas com a ventilação desligada.

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