Sanare - Revista Técnica da Saneparsite.sanepar.com.br/sites/site.sanepar.com.br/files/sanare024.pdf · Patrick Cláudio Nascimento Valim ... Pérsia, Luís César Baréa, ... ram

Editorial ........................................................................ 3

Estudo de um sistema hidráulico alternativo para injeçãode água durante as descargas de fundo intermediáriasna filtração ascendenteMaurício Luiz SensLuiz Carlos de Melo FilhoRamon Lucas Dalsasso.................................................. 4

Avaliação físico-química e bacteriológica da água depoços no município de Pirapora - Minas GeraisPatrick Cláudio Nascimento Valim.............................. 13

Avaliação da qualidade do lodo da Estação de Tratamen-to de Água de Bandeirantes - PRMarcelo Henrique OtenioDiego Augusto Leme Correa........................................ 18

Avaliação de um sistema de tratamento de esgoto comrecebimento intermitente de lodo de ETA por meio deRalf e Filtro Biológico Aeróbio ConvencionalAdalberto Carraro........................................................ 25

Avaliação de dois sistemas de lagoas de estabilização doSamae de Ibiporã - PRWaldir MedriRejane Helena Ribeiro da CostaVandir Medri................................................................ 38

Comportamento de lagoa de polimento na RegiãoMetropolitana de Curitiba e possibilidade de uso delentilhas d’água para melhoria da qualidade do efluenteLuis César BaréaPedro Alem Sobrinho................................................... 46

Avaliação da higienização de lodo de esgoto anaeróbioatravés do tratamento ácido e alcalinoIvaldete Tijolin BarrosAntonio Carlos Saraiva da CostaCleverson Vitório Andreoli.......................................... 61

Avaliação de tratamento integrado de esgotos sanitários ede lodo de tanques sépticos em um Ralf – um estudo de casoMário TachiniPaulo Belli FilhoAdilson Pinheiro.......................................................... 70

Sanare, Curitiba, v.24 n.° 24 janeiro a junho de 2006

Sanare - Revista Técnica da SaneparV.24 N. 24 janeiro a junho de 2006

Ficha Catalográfica

Catalogação na FonteSanare/Companhia de Saneamento do Paraná. V.23Curitiba: Sanepar, 2005 - Anual

ISSN 0104-71751.Saneamento. 2.Sanare - Periódico. I.Sanepar

Companhia de Saneamento do Paraná

Nossa capa:Morretes - PR

ExpedientePublicação da Companhia de Saneamento do ParanáDisponível em: www.sanepar.com.br, em Publicações.

Conselho EditorialMaria Arlete Rosa (presidente), Cleverson Vitório Andreoli,Cristóvão Vicente Scapulatempo Fernandes, DecioJürgensen, Emilio Trevisan, Miguel Mansur Aisse, NivaldoRizzi, Samira Kauchakje, Tânia Lucia Gras de Miranda,Wilson Loureiro

Assessoria TécnicaDulcinéia Mesatto

Unidade de Serviços de Comunicação SocialLea Okseanberg

Coordenação ExecutivaAry Haro dos Anjos Jr.

EditoraIvanilde Maria Muxfeldt Klais – DRT 1038 PR

Pareceristas desta ediçãoBárbara Zanicoti Leite, Charles Carneiro, Cinthya Hoppen,Cláudia Vítola, Cristóvão S. Fernandes, Décio Jurgensen,Eduardo Pegorini, Emílio Trevisan, Harry Bollmann, LílianPérsia, Luís César Baréa, Luis Hamilton P. Garbossa, MiguelAisse, Péricles Weber, Samira Kauchakje, Soraia Giordani,Tânia Lúcia Gras de Miranda, Wanderléia A. CoelhoMadalena

FotografiaCapa e contracapa: João Henrique

Arte e DiagramaçãoCarlos Eduardo Deitos

Fotolito/ImpressãoArtes Gráficas Renascer Ltda.

Tiragem2.500 exemplares

CorrespondênciaRua Engenheiros Rebouças, 1376 - Rebouças -Curitiba - PR - Brasil - CEP 80215900e-mail: [email protected]

Sanare. Revista Técnica da Sanepar, Curitiba, v.24, n.24, p. 03-03, jan./jun. 2006 3

Nesta edição da Sanare – Revista Téc-nica da Sanepar apresenta-se os resultados doestudo que avaliou o desempenho de um siste-ma hidráulico alternativo de Descargas de Fun-do Intermediárias com injeção de água nainterface pedregulho/areia na filtração diretaascendente. Foi identificado incremento de car-reira de cerca de 5 horas, com aumento efetivoda produção de água. O sistema hidráulico apre-sentou bom desempenho, equiparando-se a sis-temas já existentes.

Na realização do trabalho Avaliação físi-co-química e bacteriológica de poços no muni-cípio de Pirapora – MG, que avaliou a qualidadeda água de três poços, encontrou-se ferro, man-ganês, pH, turbidez, coliformes totais e fecaisem desacordo com a Portaria 518. As contami-nações podem ser explicadas por irregularida-des na construção dos poços e das fossas e pelamanutenção inadequada dos mesmos.

A pesquisa Avaliação de um sistema detratamento de esgoto com recebimento intermi-tente de lodo de ETA por meio de Ralf e FiltroBiológico Aeróbio Convencional avaliou o im-pacto do lançamento de lodo de ETA, atravésda rede coletora, na ETE Sul, localizada emLondrina-PR e concluiu que quanto à remoçãode DBO, a eficiência média da ETE, durante operíodo de recebimento deste lodo, foi de 89,8%.Sem o lodo, a eficiência foi de 87,2%.

Nesta edição também são apresentados,os resultados da avaliação de desempenho dedois sistemas de lagoas de estabilização, opera-das pelo Samae de Ibiporã-PR. Foram avalia-dos: matéria orgânica (DBO e DQO), sólidos ecoliformes totais. A lagoa facultativa apresen-tou baixo desempenho quanto á remoção dapoluição carbonácea. As lagoas anaeróbias re-moveram cerca de 85% da DBO5, com tempode detenção hidráulica em torno de 10 dias.

O trabalho Comportamento de lagoa depolimento na Região Metropolitana de Curitibae possibilidade de uso de lentilhas d’água para

melhoria da qualidade do efluente, buscou co-nhecer e avaliar a melhoria da qualidade doefluente da lagoa de polimento, por meio destesombreamento. Entre as conclusões obtidas estáque o sombreamento, através das macrófitasdiminuiu o decaimento bacteriano, comprovan-do o efeito bactericida da radiação solar; a utili-zação de parte da lagoa para o cultivo das lenti-lhas d’água recai em obra de difícil execução; aseparação física flutuante recai na dificuldadede conter as algas para que não invadam a áreadas lentilhas d’água; a utilização só será atrati-va no Brasil quando houver destinação rentávelpara o material colhido.

O estudo Avaliação da higienização de lodode esgoto anaeróbio através de tratamento ácidoe alcalino, avaliou o potencial de higienização dolodo de esgoto anaeróbio através do tratamentoconvencional adotado pela Sanepar, a caleação(adição de CaO/MgO em altas dosagens), e tra-tamentos alternativos empregando os ácidos or-gânicos acético e peracético na inativação dosagentes patogênicos. Os ácidos orgânicos forameficientes na inativação dos coliformes fecais, des-truindo 99,99% dos microorganismos em menosde 30 minutos. Com o ácido acético, obteve-se66,39% de inativação dos ovos de helmintos, re-comendando-se, assim, a realização de estudosadicionais em maiores doses, ou com produtosconcentrados (puros) para melhor avaliar seu efei-to sobre ovos de helmintos.

Avaliação de tratamento integrado de es-gotos sanitários e de lodo de tanques sépticosem um Ralf – um estudo de caso, apresenta osresultados do monitoramento de quatro meses,comparando-se com o período anterior àintegração. Foram analisados o afluente, o per-fil do reator e o efluente. Os autores conside-ram que a introdução de lodos de tanques sépti-cos no Ralf possibilitou o ingresso de uma maiorcarga orgânica no reator, possibilitando remo-ção incremental da matéria orgânica, pois há umacapacidade ociosa do reator.

utilizou-se águada Lagoa do

Peri, de difíciltratabilidadeem funçãodas altas

concentraçõesde algas

Sanare. Revista Técnica da Sanepar, Curitiba, v.24, n.24, p. 04-12, jan./jun. 20064

Estudo de um sistema hidráulicoalternativo para injeção de águadurante as descargas de fundointermediárias na filtração ascendente

Maurício Luiz SensLuiz Carlos de Melo FilhoRamon Lucas Dalsasso

Resumo

O presente trabalho investigou o desempenhode um sistema hidráulico alternativo de Descar-gas de Fundo Intermediárias (DFI) com injeçãode água na interface pedregulho/areia na filtra-ção direta ascendente. A investigação experi-mental foi realizada em sistema piloto, construídona Estação de Tratamento de Água da Lagoado Peri, e utilizou a água proveniente da lagoa,que é de difícil tratabilidade devido à presençade altas concentrações de algas. Os resultadosmostraram que o sistema hidráulico propostoapresenta um bom desempenho, produzindo pro-longamento de carreira de filtração com acrés-cimos de até 25% em relação à operação semdescargas, o que representa um incrementomédio de 5 horas. A vantagem deste sistemadeve-se à ausência de reservatórios e bombasnecessários para a injeção de água na interfacepedregulho/areia.

Palavras-chave: carreiras de filtração; descar-gas de fundo intermediárias; filtração direta as-cendente; tratamento de água.

Abstract

The present study investigated the performanceof an alternative hydraulic bottom intermediary

discharge system with water injection into thegravel/sand interface in direct ascendantfiltration. The experimental investigation wascarried out in a pilot system constructed at theWater Treatment Plant of the Peri Lagoon. Thesystem used the effluent water of the lagoon,which presented great treatment difficulty dueto high algae concentrations. The results of thestudy showed that the proposed hydraulicsystem performed well, producingprolongation of the filtration path, adding upto 25% in relation to the operation withoutdischarge, which represents an averageincrease of 5 hours. The advantage of thissystem would be the absence of reservoirs andthe pumps needed for the injection of waterinto the gravel/sand interface.

Key words: bottom intermediary discharge;direct ascendant filtration; filtration paths; watertreatment.

Introdução

A filtração direta ascendente tem sido ob-jeto de diversas pesquisas visando o aperfei-çoamento desta técnica de tratamento de águade abastecimento. De um modo geral, elas pro-curam aprofundar o conhecimento das influên-cias de todas as variáveis envolvidas, tais como

Study of a hydraulic system alternative for waterinjection during bottom intermediary discharge in

ascendant filtration

descargasde fundo

intermediáriasforam realizadas

com aintrodução

simultânea deágua tratada na

interfacepedregulho/

areia

Sanare. Revista Técnica da Sanepar, Curitiba, v.24, n.24, p. 04-12, jan./jun. 2006 5

as características das camadas de areia e su-porte, a taxa de filtração, a qualidade física ebacteriológica da água bruta, as dosagens deprodutos químicos e os métodos operacionais,incluindo as descargas de fundo intermediáriase a lavagem dos filtros.

Grande parte das impurezas presentes noafluente de um sistema de filtração direta as-cendente é retida na camada-suporte. Neste con-texto, observou-se que durante o funcionamen-to da unidade filtrante, e sem prejuízo da quali-dade da água filtrada, a realização de descargasde fundo intermediárias concomitantemente coma injeção de água tratada na interface pedregu-lho/areia permite a recuperação da carga hidráu-lica e, conseqüentemente, carreiras de filtraçãomais longas.

Por outro lado, o sistema hidráulico ne-cessário para a realização das descargas defundo intermediárias e injeção de água trata-da na interface pedregulho/areia, que pode serconsiderado um segundo sistema de lavagemde filtro, envolve um conjunto de válvulas, co-nexões e bombas, cujo custo pode ser bastan-te elevado, dependendo do porte, da fase deimplantação e configuração da estação de tra-tamento de água.

O presente trabalho investigou o desem-penho de um sistema hidráulico alternativo dedescargas de fundo com injeção de água nainterface pedregulho/areia, procurando contribuir,deste modo, para o aprimoramento da tecnologiade filtração direta ascendente e para a reduçãodos custos de implantação de sistemas de des-cargas de fundo intermediárias.

Metodologia

As investigações experimentais foram re-alizadas no laboratório de pesquisas Lalp, pormeio de convênio entre a Universidade Federalde Santa Catarina (UFSC) e a CompanhiaCatarinense de Águas e Saneamento (Casan),situado na estação de tratamento de água daLagoa do Peri, ao sul da ilha de Santa Catarina,onde foi construída uma instalação piloto de fil-tração direta ascendente alimentada com águada lagoa.

Descrição do aparato experimental

As descargas de fundo intermediáriasforam realizadas com a introdução simultâneade água tratada na interface pedregulho/areia,conforme procedimentos sugeridos por DIBERNARDO e FERNANDES (1987). Paraa realização da injeção de água na interfacepedregulho/areia foi construído um piloto comduas possibilidades de alimentação, as quaisforam designadas de Sistema Tradicional eSistema Proposto. O sistema tradicional foiconstruído a fim de se avaliar o desempenhodas descargas de fundo executadas no siste-ma proposto.

No sistema tradicional a injeção de águana interface pedregulho /areia é proveniente de

um reservatório que armazena água filtrada paraa operação de lavagem, como pode ser obser-vado no esquema apresentado na figura 1. Após

a interrupção da carreira de filtração com o des-vio do afluente do filtro, a descarga de fundo érealizada num intervalo de 1 minuto. As válvu-las V3 e V5 são reguladas para uma vazão de

água na interface pedregulho/areia (Qi) de modoa impedir o abaixamento de nível de água sobreo leito filtrante durante a execução das descar-gas, ou seja, a vazão da descarga é igual à va-zão de injeção. As taxas das descargas de fun-do foram fixadas entre 650 a 850 m3/m2.d, ten-do sido o número e o momento da sua realiza-ção definidos da mesma forma como para o sis-tema proposto.

O sistema proposto, esquematicamenteapresentado na figura 2, é composto por umatubulação externa ao filtro que, através deuma válvula (V1), permite utilizar parte daágua recém-filtrada, ainda sobre o leitofiltrante, para a realização da injeção de águana interface pedregulho/areia. Após a inter-rupção da carreira de filtração com o desviodo afluente do filtro, a descarga de fundo érealizada num intervalo de 1 minuto. As vál-vulas V1 e V3 foram previamente reguladaspara taxas entre 650 a 850 m 3/m2.d, corres-pondentes ao escoamento da vazão total (QT).A vazão total (QT) é a soma da parcela deágua que percorre o leito filtrante (Q1) e adesviada para a interface pedregulho areia

as taxas dasdescargasde fundo

foram fixadasentre 650 a850 m3/m2.d

6

FIGURA 2 - SISTEMA PROPOSTO

FIGURA 1 - SISTEMA TRADICIONAL


o filtrotrabalhou comuma taxa defiltração de200 m3/m2.d

7

(Q2) durante as descargas de fundo. O abai-xamento do nível de água sobre o leito não écompleto, deixando uma camada de água de85 cm sobre o mesmo. Um medidor eletrôni-co posicionado no ponto de injeção de águaregistra o valor da vazão Q2. A variação donúmero de descargas foi restringida a no má-ximo três, em razão da baixa turbidez daságuas da Lagoa do Peri (Turbidez < 10 NTU).A realização das descargas é determinada pelacarga hidráulica disponível para a retenção deimpurezas. O momento de execução de cadadescarga é definido através da divisão destacarga inicial pelo número de descargas de fun-do desejadas.

Parâmetros de controle

Para cada ensaio foram medidos eregistrados valores de turbidez (turbidímetroHACH 2100P), cor aparente (espectro-fotômetro HACH DR/2010), temperatura, va-zão (controle volumétrico e medidores eletrô-nicos tipo turbina) e pH (pHmetro Orion 310)do afluente e efluente do filtro, além da perdade carga controlada por piezômetros, cujas to-madas estão instaladas em diferentes profun-didades ao longo do filtro e na câmara de car-ga do mesmo. O filtro trabalhou com uma taxade filtração de 200 m 3/m2.d. As carreiras fo-ram encerradas sempre que a perda de cargatotal (pedregulho + areia) atingisse 2,0 metrosde coluna de água.

Resultados e Discussões

Qualidade da água bruta

A água da Lagoa do Peri apresentou certaregularidade entre os parâmetros observadosdurante o período da realização da pesquisa. Atabela 1 apresenta os valores médios dosparâmetros analisados.

As variações mais significativas acontece-ram na turbidez, pH, cor e principalmente nadensidade de organismos fitoplanctônicos, o quecausou dificuldades operacionais na Estação de

TABELA 1 – CARACTERÍSTICA DA ÁGUA BRUTA

Parâmetro

Alcalinidade (mg/L CaCO 3)

Condutividade (uS/cm)

Cor aparente (uH)

Cor verdadeira (uH)

Fitoplâncton Total

(indivíduos/mL)

pH

Temperatura (°C)

Turbidez (uT)

Valor

Mínimo

5,5

53

33

03

4129

6,72

16,5

2,36

Valor

Máximo

18,3

80

100

12

66831

9,95

29,0

8,10

Tratamento de Água da Lagoa do Peri, comotambém no sistema piloto de filtração direta.

Duração da carreira de filtração

A tabela 2 apresenta as características dasDescargas de Fundo Intermediárias (DFI) e oincremento de carreira dos ensaios mais repre-sentativos.

Os ensaios demonstraram que a realiza-ção de descargas de fundo intermediárias cominjeção de água na interface pedregulho/areiaprovocou um prolongamento médio da carreirade filtração de aproximadamente 5 horas. O in-cremento médio foi de 2,30 horas por descargaexecutada.

A razão do pequeno aumento de carreiraprovocado pelas descargas de fundo interme-diárias, pode ser atribuída às altas concentra-ções de algas existentes na água estudada, asquais dificultaram a limpeza da interface pe-dregulho/areia durante a realização das descar-gas de fundo com injeção de água tratada.

A figura 3 mostra o prolongamento dascarreiras de filtração em função da execuçãode descargas de fundo intermediárias de en-saios realizados com os sistemas hidráulicos deinjeção de água na interface pedregulho/areia.

No ensaio 14, as três descargas de fundocom injeção de água na interface realizadascom o sistema proposto recuperaram a cargahidráulica no meio filtrante em 49,7 cm. Istorepresentou um aumento de carreira de 5,2


logo após arealização dasdescargas de

fundo, surgirampicos de

turbidez e coraparente

8

TABELA 2 - CARACTERÍSTICAS DAS DFIS E INCREMENTO DE CARREIRA

N.°

12

13

14

15

20

21

28

29

Sistema

¤ Branco

Proposto

Proposto

¤ Branco

Tradicional

Proposto

Tradicional

Proposto

N°

DFI

¤

02

03

¤

02

02

03

03

Taxa

m3/m2.d

¤

884

857

683

648

654

¤

639

636

698

698

788

788

801

907

820

806

Hpi

(cm)

*

¤

104,0

150,4

80,7

118,0

159,0

¤

94,5

146,2

93,3

146,7

76,0

107,0

138,0

76,6

106,5

139,7

Rec. Hp

(cm)

**

¤

23,1

33,7

10,7

17,3

21,7

¤

19,9

25,5

24,1

40,2

15,9

27,6

33,1

19,4

26,2

33,8

Ó

Rec.Hp

(cm)

¤

56,8

49,7

¤

45,4

64,3

76,0

79,4

Incremento

da carreira

(horas)

¤

2,58

3,24

1,77

2,00

1,65

¤

1,80

2,13

2,57

3,84

1,49

1,59

2,06

1,49

2,20

3,00

Ó

Incremento

da carreira

(horas)

¤

5,82

5,42

¤

3,62

6,41

5,14

6,69

Duração

da carreira

(horas)

18,80

22,00

25,32

19,00

21,74

23,00

16,40

19,66

Ensaios DFI

* Hpi - carga hidráulica disponível do meio granular antes da realização da DFI** Rec. Hp - recuperação da carga hidráulica após realização da DFI¤ Branco - ensaio sem realização de DFI


horas, ou seja, prolongou a carreira em 25%em comparação com o ensaio 15, no qual nãoforam executadas descargas de fundo. Anali-sando a inclinação das retas, percebe-se umligeiro aumento da perda de carga após as des-cargas de fundo, o que pode ser explicado pelacompactação progressiva da areia à medida quesão realizadas as descargas.

Avaliação do sistema proposto

Qualidade da água após as descargas

Perturbações na qualidade da água foramobservadas logo após a realização das descar-

gas de fundo, surgindo picos de turbidez e coraparente. A figura 4 apresenta os picos deturbidez que aconteceram após a realização dasdescargas fundo nos ensaios 28 (sistema tradi-cional) e 29 (sistema proposto).

Provavelmente os picos de turbidez queocorreram nos ensaios com o sistema propostoe tradicional foram causados por impurezasnão removidas durante as descargas, mas quese desprendem da areia, quando o filtro érecolocado em operação. O tempo necessá-rio para que seja novamente produzido umefluente de turbidez inferior a 0,5 uT foi deaproximadamente 20 minutos para os dois sis-temas avaliados.

picos deturbidez foramcausados por

impurezas, nãoremovidasdurante asdescargas

9

FIGURA 3 – COMPARAÇÃO DA DURAÇÃO DAS CARREIRAS DE FILTRAÇÃO ENTRE ENSAIOSREALIZADOS COM E SEM A EXECUÇÃO DE DFI


Comparação do tempo de duração decarreira entre os sistemas proposto etradicional

A figura 5 apresenta a comparação en-tre os ensaios 20 e 21 em termos de prolonga-mento de carreira de filtração. As descargas

de fundo realizadas com o sistema propostoresultaram, na maioria das vezes, em carrei-ras um pouco mais longas. Entretanto, pode-se também observar (tabela 2), que as taxasde escoamento das descargas de fundo nãoforam exatamente as mesmas, e que a razãodo pequeno aumento de carreira pode ser esta

as descargas defundo, pelo

sistemaproposto,

resultaram emcarreiras umpouco mais

longas

10

FIGURA 5 - COMPARAÇÃO DA DURAÇÃO DA CARREIRA DE FILTRAÇÃO ENTRE OS SISTEMASPROPOSTO E TRADICIONAL

FIGURA 4 - O COMPORTAMENTO DOS PICOS DE TURBIDEZ APÓS REALIZAÇÃO DAS DFIS


diferença de taxa.Nos ensaios anteriormente referidos, o sis-

tema proposto de descarga de fundo com inje-

ção de água na interface pedregulho/areia apre-sentou um melhor desempenho, se comparadocom o sistema tradicional. Entende-se como

o sistemaproposto

apresentou umarecuperação de

carga 29%maior do que o

sistematradicional

11Sanare. Revista Técnica da Sanepar, Curitiba, v.24, n.24, p. 04-12, jan./jun. 2006

melhor desempenho a maior recuperação decarga hidráulica e um maior incremento de car-reira. O sistema proposto apresentou uma recu-peração de carga 29% maior do que o sistematradicional. A diferença observada no prolonga-mento de carreira de filtração entre os sistemasde descargas de fundo com injeção de água nainterface pedregulho/areia, foi muito pequena,em torno de 1(uma) hora.

Conclusões

Com base nos ensaios realizados, e consi-derando-se as características das águas estu-dadas, que apresentam alta concentração de al-gas, pode-se concluir que:

• O sistema hidráulico de injeção de águana interface pedregulho/areia durante as des-cargas de fundo, que utiliza a própria água aci-ma do leito filtrante, apresentou um bom de-sempenho, equiparando-se a sistemas hidráuli-cos já existentes. A vantagem deste sistemadeve-se à ausência de reservatórios e bombaspara a injeção de água tratada na interfacepedregulho/areia.

• Após a realização das descargas defundo, pequenas perturbações na qualidade daágua foram observadas, produzindo picos deturbidez e cor aparente. O valor dos picos deturbidez não ultrapassou a 1,30 uT e a turbidezatingiu o valor de 0,5 uT em aproximadamen-te 20 minutos após o reinício das carreirasfiltrantes.

• As descargas de fundo intermediáriascom injeção de água na interface pedregu-lho/areia prolongaram as carreiras do filtroascendente em até 25% em relação à opera-ção sem descargas, representando um incre-mento de carreira de cerca de 5 horas. Taldesempenho numa estação de tratamento deágua representa não só a possibilidade de in-terrupções menos freqüentes nas carreirasfiltrantes, necessárias para a lavagem de fil-tros, e como também o aumento efetivo daprodução de água.

Referências

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DI BERNARDO, Luiz e ISAAC, Roberto L.Upflow direct filtration: a review. In:International conference on advances inrapid granular filtration in water andwastewater treatment. Imperial College,London: UK, 2001.

DI BERNARDO, Luiz e FERNANDES, L.Estudos sobre as influências da compo-sição da camada suporte e dos métodosde realização de descargas de fundo in-termediárias no desempenho de siste-mas de filtração direta ascendente. In:CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGE-NHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL,14., 1987, São Paulo. Anais... São Paulo:ABES, 1987.

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LIBANIO, Marcelo. Filtração ascendenteaplicada ao tratamento de água: uma análi-se de estações de Minas Gerais e EspíritoSanto. Revista da SABESP, v. 166, n. 6. p. 7-10. 1992.

SENS, Maurício L.; MELO FILHO, Luiz C.;DALSASSO, Ramon L. Filtração direta as-cendente: sistema hidráulico alternativo

prolongaram ascarreiras do

filtroascendente ematé 25% emrelação à

operação semdescargas,

representandoum incrementode carreira de

cerca de 5 horas

12

Autores

Maurício Luiz Sens,engenheiro sanitarista, doutor em Engenharia

Ambiental pela Escola Superior de Química deRennes – França 1989, professor titular do

Departamento de Engenharia Sanitária eAmbiental da UFSC.

Luiz Carlos de Melo Filho,engenheiro sanitarista, especialista em Enge-

nharia de Saúde Pública, mestre em Engenha-ria Ambiental, pesquisador do laboratório de

potabilização de águas/Departamento deEngenharia Sanitária e Ambiental da UFSC.

Ramon Lucas Dalsasso,engenheiro sanitarista, mestre em engenhariaambiental, doutor em Engenharia Ambiental,

pesquisador do laboratório de potabilização deáguas/ Departamento de Engenharia Sanitária

e Ambiental da UFSC.


para injeção de água na interface pedre-gulho/areia durante as descargas de fun-do intermediárias. CONGRESSO REGIO-NAL DE ENGENHARIA SANITÁRIA EAMBIENTAL, 4., 2003, São Paulo. Anais...São Paulo: ABES, 2003.

SENS, Maurício L.; DALSASSO, Ramon L.Estudos para adequação e otimização daestação de tratamento de água da cidadede Florianópolis: etapa II - adequação daETA. Florianópolis: UFSC/CASAN. 1999.(Relatório).

a concentraçãode nitratoencontrada

indicacontaminação

por fonteantrópica


Avaliação físico-química ebacteriológica da água de poços nomunicípio de Pirapora - Minas Gerais

Patrick Cláudio Nascimento Valim

Resumo

Na periferia de Pirapora há localidades quenão são abastecidas pelo serviço municipalde saneamento, sendo desprovidas de umarede de distribuição de água tratada e coletorade efluentes. O suprimento de água nestasregiões ocorre por meio de poços e os dejetossão lançados em fossas. Este trabalho visouavaliar a qualidade físico-química ebacteriológica das águas em 3 poços da peri-feria de Pirapora, coletadas entre dezembrode 2004 e março de 2005, de acordo com osparâmetros: alumínio, ferro, manganês, amô-nia, nitrito, nitrato, pH, turbidez, coliformestotais e fecais, seguindo os valores recomen-dados pela Portaria n.° 518 do Ministério daSaúde. Em algumas amostras, ferro,manganês, pH, coliformes totais e fecais es-tavam em desacordo com o estabelecido pelaPortaria. A concentração de nitrato estava aci-ma de 3,0 mg/L, em 16,67 % das amostras, oque indica contaminação por fonte antrópica,mesmo este valor estando dentro do limiteaceitável. Todas as contaminações podem serexplicadas por irregularidades na construçãodos poços e das fossas e pela forma inade-quada de manutenção dos mesmos, compro-metendo a qualidade das águas subterrânease, por conseqüência, a saúde das pessoas.

Palavras-chave: água subterrânea; contamina-ção; fossas; padrões de potabilidade; poços.

Abstract

On the periphery of Pirapora, some areas arenot served by the municipal sanitation service,for lack of a treated water distribution networkand an effluent collection network. The water issupplied in these regions by means of wells, andthe effluent is discharged into septic holdingtanks. The objective of this study is to evaluatethe physical, chemical and bacteriological qualityof water in three wells on the periphery ofPirapora, collected between December 2004 andMarch 2005, measuring the followingparameters: aluminum, iron, manganese,ammonia, nitrite, nitrate, pH, turbidity, total andfecal coliforms, pursuant to the valuesrecommended by Regulation n. o 518 of theMinistry of Health. In some samples, iron,manganese, pH, and total and fecal coliformsdid not comply with this regulation. The nitrateconcentration was above 3.0 mg/l in 16.67% ofthe samples, which indicated contamination byhuman sources, although this value was withinacceptable limits. All contaminations can beexplained by irregularities in the construction ofthe wells and fossas and by their inadequatemaintenance methods, compromising the qualityof underground waters, and consequently, thehealth of the people.

Key words: potability standards; wells;underground water; septic systems;contamination.

Chemical, Physical and BacteriologicalEvaluation of Well Water in the City of

Pirapora - Minas Gerais

os poçosavaliados

localizam-se naperiferia dePirapora;juntos

fornecem águaa cerca de 50

famílias

14 Sanare. Revista Técnica da Sanepar, Curitiba, v.24, n.24, p. 13-17, jan./jun. 2006

Introdução

O organismo humano necessita de umaquantidade variada de substâncias e elementosquímicos indispensáveis à manutenção da vida,na água encontra-se grande parte dessas subs-tâncias e elementos, o que a torna essencial aodesenvolvimento do ser humano, por outro lado,a água pode conter organismos e compostosprejudiciais à saúde (DI BERNARDO, 1993).Sua qualidade é vulnerável às condiçõesambientais as quais está exposta e, portanto, namaioria das vezes, é necessário um tratamentopara torná-la potável (FREITAS et al., 2002).

A garantia do consumo humano de águasegundo padrões de potabilidade adequados équestão relevante para a saúde pública. No Bra-sil, a Portaria n.° 518 de 25 de março de 2004,do Ministério da Saúde, define os valores máxi-mos permissíveis para as características bacte-riológicas, organolépticas, físicas e químicas daágua potável (BRASIL, 2004a).

Na periferia das cidades brasileiras é co-mum as famílias que não são servidas pelos ser-viços de saneamento usarem poços, principal-mente do tipo cacimba, para suprir suas neces-sidades de abastecimento de água (CAMPOSet al., 2004). Cerca de 16% dos brasileiros utili-zam poços ou outra fonte própria para consumode água, e quem mais utiliza estes meios sãopessoas com baixa renda familiar e baixo graude escolaridade (WWF, 2005). Tradicionalmen-te, esse tipo de fonte de abastecimento é consi-derado seguro para o consumo in natura(YATES; GERBA; KELLEY, 1985).

Diversos fatores podem comprometer a qua-lidade da água subterrânea; o destino final do es-goto doméstico e industrial em fossas e tanquessépticos, a disposição inadequada de resíduos sóli-dos urbanos e industriais, postos de combustíveise de lavagem e a modernização da agriculturarepresentam fontes de contaminação por bactériase vírus patogênicos, parasitas, substâncias orgâni-cas e inorgânicas (SILVA; ARAÚJO, 2003).

O presente trabalho tem por objetivo ava-liar a qualidade físico-química e bacteriológicada água do manancial subterrâneo, utilizada paraconsumo humano, captada em poços localiza-dos no município de Pirapora, Minas Gerais.

Materiais e métodos

O município de Pirapora localiza-se no nortedo Estado de Minas Gerais, a uma distância de347 km de Belo Horizonte, possui uma área de577 km 2 com uma população de aproximada-mente 55.000 habitantes (ALMG, 2005).

Entre dezembro de 2004 e março de 2005,foram realizadas oito coletas quinzenais em 3poços da região, totalizando 24 amostras deáguas. FEITOSA e FILHO (1998) consideramque as águas subterrâneas apresentam poucasvariações sazonais quanto a sua quantidade equalidade. Os poços avaliados localizam-se naperiferia de Pirapora; na fazenda Paco-paco,local de assentamento de trabalhadores rurais,no bairro Primavera e na comunidade Muniz,que juntos fornecem água a cerca de 50 famíli-as. Estas áreas não são abastecidas pelo servi-ço municipal de saneamento, o SAAE (ServiçoAutônomo de Água e Esgoto), por isso não con-tam com uma rede de distribuição de água tra-tada e nem mesmo com uma rede coletora deesgotos, que é lançado em fossas. Em Piraporaexistem outros poços, porém esses não são uti-lizados para o abastecimento de água para con-sumo humano, mas para irrigação de jardins emanutenção de clubes, motivo pelos quais nãoforam avaliados neste estudo.

A água dos poços estudados é captadapor bombeamento, as amostras foram coletadasna tubulação de recalque, por ser um local ondea água provém diretamente dos poços antes dechegar a qualquer reservatório, as mesmas fo-ram acondicionadas em vasilhames âmbar, comcapacidade de 1 litro, previamente esterilizadosa 180°C por 1 hora. Preservaram-se as amos-tras em recipiente térmico contendo gelo até achegada ao Laboratório de Controle de Quali-dade da Água no SAAE, onde as análises fo-ram realizadas imediatamente.

Para a análise dos padrões físico-químicose bacteriológicos das amostras de água utiliza-ram-se os seguintes parâmetros e metodologias:(1) alumínio, método Aluminon; (2) ferro, méto-do FerroZineâ; (3) manganês, método de oxida-ção com periodato; (4) amônia, método Nessler;(5) nitrato, método de redução com cádmio; (6)nitrito, método de diazotação, todos os métodos

encontrou-semanganês e

ferro em valoresacima do

estabelecidopela Portaria

n.° 518


citados foram realizados com reagentes e emespectrofotômetro da marca Hach modelo DR/2500; (7) pH, método ponteciométrico ThermoOrion; (8) turbidez, método turbidímetro Hach2100P; e (9) coliformes totais e fecais, técnicade tubos múltiplos (BRASIL, 2004b).

A qualidade das águas foi avaliada com-parando-se os resultados obtidos com os valo-res máximos permitidos recomendados pelaPortaria n.° 518 de 25 de março de 2004, doMinistério da Saúde (BRASIL, 2004a).

Resultados e discussões

O número e a porcentagem de amostrasem desacordo com a Portaria n.° 518/2004 doMinistério da Saúde em relação aos parâmetrosfísico-químicos analisados estão apresentadosna tabela 1.

Em nenhuma amostra foi observada qual-quer concentração de alumínio, por isso todasestavam dentro do permitido pela legislação. Osresultados de metais para água dos poços apon-tam o manganês e o ferro como os que apre-sentaram valores acima do estabelecido pelaPortaria n.° 518/2004. Estes metais são ampla-mente distribuídos no ambiente, e podem ser deorigem natural ou humana (KUNITO et al.,2004). O ferro e o manganês nas concentra-ções encontradas, 0,5 mg/L e de 0,2 a 0,4 mg/Lrespectivamente, não causam problemas no serhumano, porém, quando oxidados, formam-seprecipitados que provocam manchas em sanitá-rios e roupas (DI BERNARDO, 1993).

Encontraram-se concentrações inferiores aorecomendado de amônia, nitrito e nitrato em to-das as análises, e nenhuma destas estava em de-sacordo com a legislação em vigor. A amônia podeestar presente naturalmente em águas subterrâ-neas, sendo que usualmente sua concentração ébastante baixa, como o observado, devido à fáciladsorção por partículas do solo ou à oxidação anitrito e nitrato (BATALHA; PARLATORE,1993). As concentrações de nitrato estavam aci-ma de 3,0 mg/L e abaixo de 10 mg/L, em quatroamostras(16,67 % do total) coletadas no poçoMuniz, nos outros poços isso não foi observado,por isso todas foram consideradas próprias para

TABELA 1 - ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICASDE AMOSTRAS DAS ÁGUAS DOS POÇOSESTUDADOS ENTRE DEZEMBRO DE 2004

E MARÇO DE 2005, PIRAPORA, MG

* Padrão de aceitação para consumo humanorecomendado pela Portaria n.° 518/2004

Parâmetros

Alumínio

< 0,2 mg/L *

> 0,2 mg/L

Ferro

< 0,3 mg/L *

> 0,3 mg/L

Manganês

< 0,1 mg/L *

> 0,1 mg/L

Amônia

< 1,5 mg/L *

> 1,5 mg/L

Nitrato

< 10 mg/L *

> 10 mg/L

Nitrito

< 1 mg/L *

> 1 mg/L

Turbidez

< 5 UT *

> 5 UT

pH

6,0 a 9,5 *

< 6,0

> 9,5

n

24

0

23

1

6

18

24

0

24

0

24

0

24

0

18

6

0

%

100

0

95,84

4,16

25

75

100

0

100

0

100

0

100

0

75

25

0

Amostras

o consumo, porém, ALABURDA e NISHIHARA(1998) consideram que concentrações de nitratosuperiores a 3,0 mg/L são indicativas de contami-nação por atividades antrópicas, o que também écomprovado pelos resultados das análises bacte-riológicas.

A turbidez também não estava fora dospadrões estabelecidos nas amostras observadas.

as fossaspresentes naregião podemcontaminar olençol freáticopelo líquido

proveniente dasmesmas

16

As fossas presentes na região podem con-taminar o lençol freático pelo líquido provenientedas mesmas. Nas fossas ocorrem processos deatenuação natural e biodegradação anaeróbica doefluente, estes processos podem ser comprome-tidos devido ao volume, tipo de detrito, ou condi-ções geoquímicas do solo e sedimentos(HOWARD; LIVINGSTONE, 2000). O líquido,ao entrar em contato com o lençol subterrâneo,altera o pH do meio, o que pode explicar o pHabaixo de 6,0 em 25 % das amostras, mobilizan-do metais, os quais contidos naturalmente no solo,passam para a forma dissolvida na água(FREITAS; BRILHANTE; ALMEIDA, 2001).

A qualidade bacteriológica das águas ana-lisadas está demonstrada na tabela 2.

TABELA 2 – ANÁLISES BACTERIOLÓGICASDE AMOSTRAS DAS ÁGUAS DOS POÇOSESTUDADOS ENTRE DEZEMBRO DE 2004

E MARÇO DE 2005, PIRAPORA, MG

Parâmetros

Coliforme total

Ausência *

Presença

Coliforme fecal

Ausência *

Presença

n

0

24

17

7

%

0

100

70,83

29,17

Amostras

* Padrão de aceitação para consumo humanorecomendado pela Portaria n.° 518/2004

A Portaria n.º 518/2004 estabelece que “emamostras individuais procedentes de poços, fon-tes, nascentes e outras formas de abastecimentosem distribuição canalizada, tolera-se a presençade coliformes totais, na ausência de Escherichiacoli e, ou, coliformes termotolerantes, nesta situ-ação devendo ser investigada a origem da ocor-rência, tomadas providências imediatas de cará-ter corretivo e preventivo e realizada nova análi-se de coliformes”.

Em decorrência do fato de que os micror-ganismos patogênicos usualmente aparecem deforma intermitente e em baixo número na água,pode-se pesquisar outros grupos de microrga-nismos que coexistam com os patógenos nas

fezes, como os coliformes fecais. Desse modo,a presença desses microrganismos na águaconstitui indicador de poluição fecal, principal-mente originária do homem e de animais de san-gue quente (APHA, 1995). Em todas as amos-tras observaram-se coliformes totais e somenteno poço Muniz foram encontrados coliformesfecais, tornando-o impróprio para o consumo,estando em desacordo com a legislação.AMARAL et al. (1994) e SILVA e ARAÚJO(2003) também relataram a ocorrência de bac-térias fecais em águas subterrâneas.

Conclusões

A contaminação dos poços da periferia dePirapora pode ser explicada pela lixiviação dosolo da região, mobilizando metais e alterando opH do meio, devido a características geoquímicasdo mesmo, e por materiais de origem antrópica,provavelmente provenientes da construção depoços e fossas de forma inadequada.

No poço Muniz, onde foi observada conta-minação por coliformes fecais, foi implantadoum sistema de cloração por pastilhas para de-sinfecção, permitindo o consumo de sua água.O bairro Primavera, atualmente, conta com redede distribuição de água tratada, por isso, o poçoestá desativado.

Diante do exposto é fundamental aconscientização das pessoas para a importânciada manutenção dos poços e fossas. Desde a suaconstrução, os poços devem seguir os padrõestécnicos e operacionais para evitar contamina-ções, e as fossas devem ser limpas periodica-mente para a remoção do lodo, de modo a pre-venir vazamentos do efluente que podem com-prometer a qualidade das águas subterrâneas.

Referências

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AMARAL, L. A. et al. Avaliação da qualida-


em todas asamostras

observaram-secoliformestotais e

somente nopoço Muniz

foramencontradoscoliformes

fecais

17

de higiênico-sanitária da água de poços ra-sos localizados em uma área urbana: utili-zação de colífagos em comparação com in-dicadores bacterianos de poluição fecal.Revista Saúde Pública , São Paulo, v. 28, n. 5, p.345-348. 1994.

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YATES, M. V.; GERBA, C. P.; KELLEY, L.M. Virus resistence in groundwater. Appliedand Environmental Microbiology, v. 49, p. 19-23, 1985.

Autor

Patrick Cláudio Nascimento Valim,biólogo pela Universidade Federal de Juiz de

Fora, atua no Laboratório de Controle deQualidade da Água do Serviço Autônomo de

Água e Esgoto de Pirapora.


avaliou-se olodo do

decantador e oaumento donúmero de

bactérias nolodo com odecorrer dotempo dedeposição


Avaliação da qualidade do lodo daEstação de Tratamento de Água deBandeirantes - PR

Marcelo Henrique OtenioDiego Augusto Leme Correa

Evaluation of Sludge Quality at the WaterTreatment Plant in Bandeirantes-PR

Resumo

Com o aumento da população urbana, fica cadavez mais clara a necessidade de medidas detratamento de água para o consumo humano.Levando em conta o processo tradicional detratamento de água de Bandeirantes, Paraná,em todas as suas etapas, propõe-se neste tra-balho avaliar o lodo do decantador e o aumen-to do número de bactérias no lodo com o de-correr do tempo de deposição, para determinaros limites do sistema de tratamento de água,quanto a eficiente dosagem do coagulante, sul-fato de alumínio, parte ainda a ser exploradano contexto científico na ETA do SAAE Ban-deirantes, Paraná. Trabalhos realizados emescala real são relevantes para o melhor de-sempenho do sistema de tratamento de água.A avaliação físico-química e microbiológica dolodo pode subsidiar futuras soluções para a dis-posição adequada, ou reuso, deste que é o prin-cipal resíduo do tratamento de água. O traba-lho foi desenvolvido no Serviço Autônomo deÁgua e Esgoto (SAAE), utilizando técnicas deanálise físico-químicas e microbiológicas usu-ais de um laboratório de controle de qualidadee tratamento de água. As análises foram feitasem amostragens semanais seqüenciais do lododepositado no decantador da Estação e Trata-mento de Água (ETA). Observando os resul-tados pode-se concluir que houve um aumentosignificativo do número de bactérias no lodo,com a manutenção da qualidade da água trata-da, sendo considerado eficiente o sistema de

dosagem e utilização do floculante e seu funci-onamento. O coagulante usado (sulfato de alu-mínio ferroso) retém mais de 90% das bactéri-as presentes na água bruta.

Palavras-chave: análise físico-química emicrobiológica da água, coagulante, lodo dodecantador, qualidade de água tratada, tratamen-to de água

Abstract

With the growth of urban population, the needfor measurement of water treatment for humanconsumption is increasingly clear. Taking intoaccount all stages of the traditional watertreatment process at the water treatment plantof the Independent Sewer & Water Works ofBandeirantes, Paraná, this study set out toevaluate the decanter sludge and the increasein the number of bacteria in the deposited sludgeover time. This was to determine the limits ofthe water treatment system and the efficientdosage of the coagulant, ferrous aluminumsulfate*, which had yet to be scientificallyexplored at this site. Studies carried out in areal scale are relevant for the best performanceof the water treatment system. Microbiologicaland physio-chemical evaluation of the sludgecan contribute to future solutions for theadequate disposal or reuse of the principal watertreatment residue. This study was developedby the Independent Sewer & Water Works,

sistema de“cortina” de

madeira, útil naquebra da

velocidade dosflocos


using the standard microbiological and physio-chemical analysis techniques of a quality controland water treatment laboratory. The analyseswere made in sequential weekly samplings ofthe water treatment plant decanter sludge. Asignificant increase in the number of bacteriain the sludge was observed, and the quality ofthe treated water maintained, with the dosagesystem and use of the floculant and itsfunctioning considered efficient. The coagulantused (ferrous aluminum sulfate) holds backmore than 90% of the bacteria present in theuntreated water.

Key words: microbiological and physio-chemical water analysis, coagulant, decantersludge, treated water quality, water treatment

Introdução

Embora possa parecer que o planeta Ter-ra contém uma reserva ilimitada de água, o re-curso de água doce disponível para o consumohumano em algumas regiões se encontra bas-tante comprometido, em decorrência da cres-cente demanda e aumento da contaminação doscorpos d’água superficiais por produtos quími-cos, e pela presença de microorganismospatogênicos emergentes. Daí a necessidade darealização do tratamento da água antes que sejadistribuída à população.

O primeiro processo necessário para o tra-tamento da água é a adição de coagulantes quesão compostos de alumínio ou de ferro, geral-mente capazes de produzir hidróxidos gelati-nosos insolúveis e englobar as impurezas quese encontram em suspensão fina, em estadocoloidal ou em suspensão, devido à produçãode íons trivalentes de carga elétrica, que atra-em e neutralizam as cargas elétricas doscolóides, que em geral são negativas. Após aadição do coagulante a água passa pelosfloculadores onde sofrerá o processo defloculação no qual as partículas em estado deequilíbrio eletrostaticamente instável são for-çadas a se movimentar, a fim de que sejam atra-ídas entre si, formando os flocos. Com a conti-nuidade da agitação, os flocos tendem a se unir

tornando-se maiores e mais pesados. SegundoCETESB (1973), decantador é um tanque ge-ralmente de secção retangular ou circular, cujofundo é inclinado para um ou mais ponto dedescarga, com entrada e saída de água previs-tos para evitar outros circuitos.

Para melhor distribuição do líquido no in-terior, decantação de escoamento horizontal, oServiço Autônomo de Água e Esgoto (SAAE)de Bandeirantes possui um decantador retan-gular de volume de 256,43 m3, com medidas devalor aproximado de 5,20m de largura, 16,70mde comprimento, e 3,00m de altura, com nívelmáximo de 3,00m e descarga central confor-me especificações do projeto original, ondeconsta ainda um sistema de “cortina” de ma-deira, útil na quebra da velocidade dos flocos einício da decida do floco para o fundo do equi-pamento. A ETA do SAAE Bandeirantes ope-ra com vazão mínima de 41,66 l/s e máxima de102,77 l/s.

No mecanismo da decantação, para cadapartícula existe uma velocidade máxima horizon-tal, acima da qual ela decanta. Esta velocidadedependerá da forma e principalmente, da densi-dade de substância considerada. Uma partículaserá acionada por duas formas:• Força horizontal - resultante do movimento daágua no decantador (velocidade);• Força vertical - devido à ação da gravidade(peso do floco);

Conforme CETESB (1973) os flocos vãocapturar as impurezas contidas na água que po-dem estar em suspensão ou dissolvidas, que po-dem formar os trihalometanos, procedentes dareação entre ácidos húmicos com os halogênios(geralmente cloro) empregados na desinfecção.Partículas vegetais, sílica entre outros são ca-pazes de flutuar ou sedimentar, quando a águaestiver em repouso sendo então consideradassuspensões grosseiras. A turbidez, bactérias,plâncton entre outros, são consideradas suspen-sões finas e a dureza da água, ferro e manganêsnão-oxidados são consideradas dissolvidas.

LETTERMAN et al. (1999), afirmamque considerável atenção está sendo dirigidapara remoção de matéria orgânica natural porcoagulação no tratamento da água, mesmoquando a remoção de cor não é o principal

buscou-serelacionar a

idade do lodocom a

qualidademicrobiológicada água filtrada

20

objetivo, referindo a normas da United StatesEnvironmental Protection Agency (Usepa),à formação de subprodutos da desinfecção,que determina a remoção da matéria orgâni-ca natural, em sistemas de tratamento con-vencional, por meio de dosagens incrementaisdo agente coagulante.

Para a obtenção desses flocos são usa-dos sulfato de alumínio Al 2(SO4)3 e cloretoférrico como coagulantes primários nas eta-pas de floculação/sedimentação, nas estaçõesde tratamento de água (ETAs), sendo que ossais de alumínio são mais amplamente utiliza-dos pelas estações de tratamento de água, emtodo mundo, principalmente devido ao seu baixocusto.

Uma função essencial atribuída à coagu-lação química decorre da sua associação aosprocessos de floculação, sedimentação, filtra-ção e desinfecção nas estações convencionaisde tratamento para, além de clarificar a água,remover cistos e oocistos de protozoários, alémde reter bactérias da água bruta, LETTERMANet al. (1999), sobre os quais a ação dos desin-fetantes mais comumente utilizados pode emcertos casos não ser muito eficiente.

É imprescindível a eficiência dafloculação e decantação, para conseqüente-mente obter eficácia da correção final comcloro, flúor e pH para atender aos padrões depotabilidade da água distribuída, conforme aPortaria n. o 518 (BRASIL, 2004). O funcio-namento adequado da ETA depende do po-tencial de retenção do floco e da eficiênciada floculação/decantação. É essencial tam-bém determinar os limites do sistema de tra-tamento de água, quanto a variáveis comovazão, cor da água do manancial (rio) e dosa-gem adequada do coagulante, sulfato de alu-mínio, parte ainda a ser explorada no contex-to científico na ETA do SAAE Bandeirantes– Paraná.

Trabalhos realizados em escala real sãorelevantes para o melhor desempenho do siste-ma de tratamento de água. A avaliação físico-química e microbiológica do lodo pode subsidiarfuturas soluções para a disposição adequada, oureúso, deste que é o principal resíduo do trata-mento de água.

Objetivo

Essa pesquisa propõe a análise das carac-terísticas físico-químicas e microbiológicas dolodo do fundo do decantador, acompanhando asmudanças no decorrer do tempo de acúmulo dolodo, buscando relacionar a idade do lodo com aqualidade microbiológica da água filtrada.

Material e métodos

Os experimentos foram conduzidos noslaboratórios de análise de água, na Estação deTratamento de Água (ETA) do serviço Autôno-mo de Água e Esgoto (SAAE), de Bandeiran-tes – Paraná.

Material

Amostragens

Foram realizadas amostragens semanaisque ocorreram logo após a limpeza rotineira dodecantador (que ocorre mensalmente) de29.03.2004 a 19.04.2004. Foi definido este perío-do, buscando avaliar as fases de acúmulo do lododo fundo do decantador, até a data da próximalimpeza. As amostras compuseram-se de: (1)Água (não tratada/água bruta) do Rio das Cin-zas – água proveniente do manancial Rio dasCinzas, da Bacia Hidrográfica do Parana-panema, coletada na entrada da Estação de Tra-tamento de Água (ETA) do município de Ban-deirantes – Paraná; (2) Lodo do decantador –coletado com uma garrafa “Van Dorn” que con-siste de um cilindro de aço inox com volume de5 litros, o amostrador é mergulhado aberto aoatingir o fundo do decantador, deixou-se cair omensageiro fechando a garrafa, segundo pre-coniza BRANCO (1986); (3) Água do filtro – éa água que sai dos filtros (três) da estação detratamento de água (ETA), antes de sercorrigida com cloro e flúor para posterior re-serva e distribuição. As amostragens foramrealizadas conforme rotina do laboratório deanálises físico-químicas e microbiológicas doServiço Autônomo de Água e Esgoto SAAEBandeirantes, Paraná.


os resultadosencontrados

justificam o usodo coagulante

empregado

21

Meios de Culturas

Para análises microbiológicas de coliformestotais, fecais, Pseudomonas aeruginosa e con-tagem de bactéria heterotrófica foram usados:• Meio M Endo Agar Les (DIFCO) –Coliformes totais;• Meio Agar M-FC (MERCK) – Coliformesfecais;• Meio Agar M-PA-C (BECTONDICKINSON) – Pseudomonas aeruginosa;Meio “Plate Count Agar” (MERCK) – Bacté-rias Heterotróficas.

Reagentes

Sulfato de Alumínio Al2(SO4)3.18H2O, póde qualidade comercial, utilizado na forma desolução aquosa numa concentração de aproxi-madamente 54,80 g/l, para o processo defloculação da água (dentro da rotina da ETA).

Os demais reagentes utilizados para reali-zação das análises seguem conforme a necessi-dade de cada técnica empregada.

Métodos

Equipamentos

Para análises físico-químicas e bacterioló-gicas foram usados os seguintes equipamentos:pHmêtro Marte MB 10 (de bancada);Espectrofotômetro HACH DR/2010;Turbidímetro HACH 2100 P (Portátil); OxímetroDIGIMED DM4; COD Reactor HACH; Ba-nho-maria DE LEO; Condutivímetro ORION105; Contador de colônia PHOENIX CP 602;Estufa bacteriológica FANEM 002 CB Tempe-ratura de 36º C; Estufa de secagem e esteriliza-ção FANEM; Manifoud Nalgene de 3 amostras;Bomba de vácuo Gold Sun Mod. 0411 2VC;chapa aquecedora elétrica LAYR; Estufa NOVAÉTICA com temperatura de 41ºC.

Métodos de Análises Físico-químicas eMicrobiológicas

As análises físico-químicas foram reali-zadas conforme metodologia “Standard

Methods for the Examination of Water andWastewater (1998)”. Foram avaliados os se-guintes parâmetros:

pH; Condutividade; Alcalinidade; OxigênioDissolvido (OD); Cor – (APHA, Pt/Co); Turbidez– (FTU); Dureza – (mg de CaCO 3/l); Matériaorgânica – (mg de O2 consumido/L); sedimenta-ção em Cone Inhoff; Demanda Química de Oxi-gênio – (DQO), com uso de COD ReactorHACH, chapa adaptada para aquecimento a 150o

C por 120 minutos; Matéria Seca – para 100 gra-mas. Estas análises físico-químicas foram reali-zadas conforme metodologia de rotina da Esta-ção de Tratamento de Água (ETA) do SAAE,com referências de NOUR et. al. (1993).

Para o desenvolvimento das técnicas deanálises microbiológicas para as amostras quenecessitaram de diluição foi utilizada água dediluição preparada com sulfato de magnésio efosfato de monopotássio, com correção do pH(7,2) com solução de hidróxido de sódio (NaOH),esterilizada em autoclave a 121º por 15 minutos.

Para realizar a análise com membranafiltrante foram utilizadas placas de Petri de vi-dro de 60x15mm estéreis. Nestas placas foramadicionados meios seletivos para coliformes to-tais, fecais e Pseudomonas sp.

Seguindo indicações de SANCHEZ (1999),a filtração foi feita em manifoud de três entra-das, operada com bomba de vácuo, para passa-gem da amostra pela membrana estéril 0,45µm(poro) x 47mm (tamanho), colocada nos meiosseletivos previamente distribuídos nas placas dePetri, e incubados a temperatura de 36º C(coliformes total), 44,5º C (coliformes fecais)ambos por 24 horas e Pseudomonas sp a tem-peratura de 41º C por 48 horas.

Após incubação foi realizada a contagemde colônias e os resultados foram obtidos emUnidades Formadoras de Colônias por 100ml(UFC/100mL).


Os resultados encontrados justificam o usodo coagulante empregado e sua dosagem comocitado, devido ao uso sulfato de alumínio comocoagulantes e o lodo do fundo do decantador ser


quanto maior otempo dedeposição,maior é onúmero debactérias

presentes nolodo

22

praticamente a mistura do coagulante com impu-rezas os valores de ferro e alumínio aumentaramcom a idade do lodo, sem haver detecção de teo-res de ferro e alumínio na água filtrada, caracte-rizando a completa floculação e eficaz decanta-ção no processo. No decorrer das coletas ocor-reu o aumento da matéria orgânica e da deman-da química de oxigênio, em concordância comRICHTER e NETTO (1995), conforme demons-trado no gráfico 1. Isto devido à eficiência da re-tenção da matéria orgânica e bactérias no lodo.

Tanto a cor quanto a turbidez aumentaramdevido ao acúmulo de coagulantes no fundo dodecantador, como se apresenta no gráfico 2.

GRÁFICO 2 – VALORES DE COR E TURBIDEZDO LODO DO DECANTADOR NO DECORRER DO

TEMPO, BANDEIRANTES – PR – 2004

GRÁFICO 1 – RESULTADOS DE ANÁLISESFÍSICO-QUÍMICAS DO LODO DO

DECANTADOR NO DECORRER DO TEMPO,BANDEIRANTES – PR - 2004


Efeito da retenção do lodo, cor e turbidez estãodiretamente relacionadas com a presença debactérias. O assoreamento dos rios aumenta acor e turbidez, estes relacionados ainda com aincidência de chuva que carreia grandes quanti-dades de solo e com o “run-off” prejudicando atratabilidade e eficiência dos procedimentos tra-dicionais de tratamento de água.

Em relação às bactérias, vê-se que quantomaior o tempo de deposição do lodo maior é o nú-mero de bactérias presentes no lodo. O tratamen-to de água utilizando coagulante sulfato de alumí-nio, seguido de filtração rápida, retém as bactérias,produzindo uma água com índice tolerável de bac-térias, mesmo antes da utilização do cloro, com umnúmero baixo ou até mesmo nulo de organismosbacterianos que possam causar danos para a saú-de dos consumidores. São ilustrativos desta carac-terística os resultados da contagem de bactériasda água do filtro, como se observa na tabela 1.

Os resultados das análises da água do rio(tabela 1) revelam que o rio apresenta altos va-lores de microorganismos do grupo doscoliformes. Isto decorrente possivelmente porser este manancial corpo receptor de esgoto e

mais de 90%das bactériaspresentes na

água bruta sãoretidas no lodo

23

TABELA 1 – RESULTADO DAS ANÁLISES FÍSICO-QUÍMICAS E MICROBIOLÓGICAS DE ÁGUAE LODO, DA ETA (ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ÁGUAS) DO SAAE (SERVIÇO AUTÔNOMO DE

ÁGUA E ESGOTO), DO MUNICÍPIO DE BANDEIRANTES PARANÁ, 2004

pH

Cor (uH)

Turbidez (uT)

O.D. (mg O2/L)

Condutividade (µ/S)

Cone inhoff (mL)

Alcalinidade (mg CaCO3/L)

Dureza (mg CaCO3/L)

M. orgânica (mg/L O2 cons.)

Ferro (mg/L Fe)

Alumínio (mg/AL ³+)

D.Q.O. (mg/L)

Coli.totais (UFC/100 mL)

Coli. Fecais (UFC/100 mL)

Pseudomonas sp

(UFC/100 mL)

Bactérias Heterotróficas

(UFC/mL)

Matéria seca por 100g

Lodo

6,2

1224

249

7,8

79

11

300

0

33

12,9

10,7

11

0

0

200

4,7

1,2

Rio

6,7

566

109

7,4

64

0

44

32

5,1

1,1

1

0

400

250

200

540

0,4

Filtro

6,2

7

0,50

7,8

79

0

29

31

1,7

0,1

0,8

0

0

0

0

20

0,1

Lodo

7,1

18100

3030

6,99

86

200

900

0

260

255

420

639

0

0

330

4900

0,5

Rio

7,9

159

22,0

7,5

73

0

51

46

3,5

1,4

1,3

0

300

240

160

700

0,04

Filtro

7,7

9

0,40

7,6

92

0

42

38

1,5

0,4

0,8

0

0

0

0

20

0,01

Lodo

7,1

23500

6450

6,1

124

260

1700

0

380

680

530

2048

100

30

390

12500

0,87

Rio

7,9

294

46,0

6,7

83

0

57

40

2,9

2,9

2,4

0

460

430

180

460

0,03

Filtro

7,4

3

0,20

6,8

103

0

43

40

1

0,1

0,7

0

0

0

0

1

0,006

Lodo

6,6

65000

15700

5,6

140

500

7000

0

1200

1020

880

8000

100

100

450

3600

2,00

Rio

7,3

140

20,0

6,5

77

0

49

43

2,4

1,8

1,4

23

90

150

70

1320

0,01

Filtro

6,9

6

0,50

7,6

104

0

44

35

1

0,1

0,7

0

0

0

0

10

0,008


29/03/04 05/04/04 12/04/04 19/04/04

de lançamentos de contaminação gerada poratividades agropecuárias no decorrer do seucurso. A incidência de chuva tende aumentar acor e turbidez da água do rio além de aumentaro carregamento de bactérias que vêm com osolo. O primeiro dia de coleta ocorreu logo apósuma chuva que causou um aumento de cor eturbidez, acompanhado pelo aumento de bacté-rias. Estes parâmetros foram apresentando umaqueda chegando a valores de 20,0 uT de turbideze 140 uH de cor. Já com as análises realizadasda água do filtro ocorre uma diminuição nos re-sultados de matéria orgânica e de microor-ganismos do grupo coliforme, o que denota aeficiência da coagulação floculação na remo-ção destes contaminantes da água do rio.

A tabela 1 mostra como o floculante atua naremoção de microorganismos, onde mais de 90%

das bactérias presentes na água bruta são retidasno lodo. Resultados semelhantes aos de FILHO& DI BENARDO (2003), que utilizando dosagemde 50 mg/l de sulfato de alumínio, conseguiram coma utilização de um equipamento “Floteste”, comremanescente de algas de 0,3 % (1,956x106 ind /l); a turbidez (1,15 uT) e cor aparente (11 uH),sendo consideráveis os valores de remoção de al-gas, cor e turbidez da água testada.

Conclusão

O sistema de tratamento de água do Ser-viço Autônomo de Água e Esgoto SAAE, funci-ona adequadamente quanto à utilização de sul-fato de alumínio e sua dosagem. O uso de sulfa-to de alumínio tem se mostrado eficiente, isto

o sulfato dealumínio temse mostradoeficiente,

considerando-se as

característicasdo manancial


CENTURIONE FILHO, P. L.; DiBERNARDO, L., Procedimentos para exe-cução de ensaios de flotação/filtração emequipamento de bancada. Engenharia Sani-tária e Ambiental, v. 8, n. 1; 2, jan./mar.; abr./jun., p. 39 – 44, 2003.

CETESB. Operação e manutenção de E.T.A.São Paulo, 1973. v. 2.

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NOUR, E. A. A. Noções básicas de labora-tório: apostila do curso de laboratório desaneamento da Faculdade de EngenhariaCivil. Campinas: UNICAMP, 1993. 92p.

RICHTER, C. A.; NETTO, J. M. A.; Trata-mento de água: tecnologia atualizada. SãoPaulo: Edgar Blücher, 1995.

SANCHEZ, P. S. Seminário atualização emtécnicas para o controle microbiológico deáguas minerais. v. 2., Curitiba, 1999.

Agradecimentos

Os autores agradecem ao Serviço Autô-nomo de Água e Esgoto (SAAE) de Bandeiran-tes - PR, pelo apoio no desenvolvimento destapesquisa.

Autores

Marcelo Henrique Otenio,farmacêutico bioquímico (UEL), doutor em

Ciências Biológicas (Unesp – Rio Claro),tratamento avançado de águas, professor

titular da Fundação Faculdades LuizMeneghel (FFALM), Departamento de

Saúde e Educação (DSE).

Diego Augusto Leme Correa,biólogo.

conseqüência em grande parte das característi-cas da água bruta do manancial Rio das Cinzas,que não sobrepõe a classificação 2 da Resolu-ção Conama n.o 357 (BRASIL, 2005);

Fica claro que pelas características da águado filtro que o decantador não trabalha com so-brecarga e que pode ser utilizado com a varia-ção (41,66 a 102,77 l/s) de vazão da ETA, semprejuízo para qualidade da água filtrada;

Estes dados podem subsidiar estudos parareciclagem do lodo produzido no decantador, fontepoluidora potencial, quando da limpeza mensaldo sistema. É neste sentido um fator de econo-mia e reúso de água.

Referências

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BRANCO, S. M.; Hidrobiologia aplicada àengenharia sanitária. 3. ed., São Paulo:CETESB/ASCETESB, 1986.

BRASIL. Ministério da Saúde. Portaria n o

518, de 25 de março de 2004. Estabeleceos procedimentos e as responsabilidadesrelativos ao controle e vigilância da quali-dade da água para consumo humano e seupadrão de potabilidade. Diário da RepúblicaFederativa do Brasil, Brasília, 26 mar. 2004.

BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Con-selho Nacional do Meio Ambiente. Resoluçãono 357, de 17 de março de 2005. Dispõe sobrea classificação dos corpos de água e diretrizesambientais para o seu enquadramento, bemcomo estabelece as condições e padrões delançamento de efluentes e dá outras providên-cias. Diário da República Federativa do Brasil,Brasília, 17 mar. 2005.

avaliou-se oimpacto do

lançamento dolodo de ETA em

uma ETE

25

Adalberto Carraro

Resumo

Sistema de tratamento anaeróbio para esgoto sa-nitário é uma tecnologia que já se encontra con-solidada no Brasil. A região objeto deste estudooferece as condições ambientais favoráveis àutilização deste tipo de sistema, visto que oParaná já conta com cerca de 300 Ralfs (Rea-tor Anaeróbio de Lodo Fluidizado) em opera-ção. Procurando conhecer melhor estatecnologia, verificou-se a importância de avaliarsua capacidade de assimilar o lodo gerado noprocesso de tratamento de água, uma vez que adestinação do lodo de ETA (Estação de Trata-mento de Água) tem sido objeto de estudo empaíses da Europa, Estados Unidos e também noBrasil. Desta forma, percebeu-se a necessida-de do desenvolvimento de pesquisas que tratemda questão da destinação do lodo de ETA paraETEs (Estação de Tratamento de Esgoto), vistoque tal alternativa já é uma realidade em Lon-drina, pois o lodo gerado na ETA Cafezal é des-tinado para a ETE Sul. A presente pesquisa ava-liou o impacto do lançamento de lodo de ETA,através da rede coletora, na estação de trata-mento de esgoto SUL, conhecida como ETE Sul,localizada no município de Londrina, Paraná, queatende uma população de aproximadamente150.000 habitantes. Durante o período demonitoramento, que durou 12 meses, foi obser-vado que a vazão média da ETE foi de 267 l/s,enquanto que as descargas de lodo de ETA eram

realizadas em uma vazão média de 2,6 l/s du-rante 4 dias por semana. Em termos de remo-ção de DBO, durante os períodos de recebimentode lodo de ETA, a eficiência média da ETE foide 89,8%. Nos períodos sem a presença de lodode ETA, a eficiência da ETE, em termos de re-moção de DBO, foi de 87,2%. Estes e outrosresultados pretendem demonstrar que o recebi-mento de lodo de ETA diluído num percentualde 1% da vazão junto ao afluente bruto não foiprejudicial ao sistema de tratamento de esgoto,ao contrário, foi benéfico em relação à remoçãode matéria orgânica.

Palavras chave: Água; esgoto sanitário; lodode ETA; lodo seco; pós-tratamento; tratamentoanaeróbio

Abstract

Anaerobic sanitary sewage treatment systemsare an already well-established option in Brazil.The region chosen for this study offers favorableenvironmental conditions for this type of system,since Paraná depends upon about 300 Ralfs(Anaerobic Reactor of Sludge Fluidization)already in operation. We are seeking to betterunderstand this technology, (having) verified theimportance of evaluating its capacity to assimilatethe sludge generated in the water treatment

Avaliação de um sistema de tratamentode esgoto com recebimento intermitentede lodo de ETA por meio de Ralf e FiltroBiológico Aeróbio Convencional

Evaluation of a sewage treatment system withintermittent receipt of water treatment plant

sludge following RALF and Conventional AerobicBiological Filtration


ETAs tambémgeram algum

tipo de resíduo,que requerem

destinação finaladequada


process, and given that the destination for watertreatment plant (ETA) sludge has been thesubject of study in European countries, the UnitedStates and Brazil. Therefore, it seemednecessary to develop research that deals withthe question of the destination for watertreatment plant sludge, since such an alternativeis already a reality in the municipality of Londri-na, where the sludge generated in the ETA coffeeplantation is destined for the South ETE (sewagetreatment plant). The present research evaluatedthe impact of releasing the ETA sludge, throughthe collection network, into the SOUTH sewertreatment station, known as South ETE, locatedin the municipality of Londrina, Paraná, servinga population of approximately 150,000. Duringthe 12 month monitoring period, it was observedthat the average outflow of the ETE was 267 l/s, while the ETA sludge discharges were effectedin an average outflow of 2.6 l/s during 4 daysper week. In terms of removal of DBO, duringthe periods of receiving the ETA sludge, theaverage efficiency of the ETE was 89.8%. Inthe periods without the presence of ETA sludge,the efficiency of the ETE, in terms of removalof DBO, was 87.2%. These and other resultsdemonstrate that the act of receiving ETA sludgediluted to a percentage of 1% of the combinedoutflow to the raw tributary was not harmful tothe sewer treatment system, and also wasbeneficial in relation to the removal of organicsubstance.

Key words: Water, sanitary sewer, anaerobictreatment, post-treatment, ETA, ETA sludge, drysludge

Introdução

As ETAs (Estações de Tratamento deÁgua), sem dúvida, contribuem para a melhoriada qualidade de vida ao produzirem água trata-da que atenda aos padrões de potabilidade paraabastecimento da população. Mas, tal comoocorre em todo processo produtivo, as ETAstambém geram algum tipo de resíduo e adestinação final destes vem sendo objeto de pes-quisa nos últimos anos.

Um método alternativo de disposição dosresíduos gerados nas ETAs, que tem sido ob-servado em países da Europa e nos EstadosUnidos, é seu lançamento nas ETEs (Estaçõesde Tratamento de Esgoto), via rede coletora oupor meio de transporte de caminhão. Este pro-cedimento surge como uma proposta bastanteatraente, visto que elimina a implantação de sis-temas de tratamento de resíduos nas própriasETAs. Entretanto, algumas interferências podemocorrer nas unidades da ETE, de maneira quetal procedimento deve ser bem analisado.

De modo geral, a escolha do processo detratamento a ser adotado para esgotos sanitári-os ou lodo de ETA deve levar em conta tantoaspectos técnicos como financeiros, concilian-do-os de forma a atender, da melhor maneirapossível, a realidade local com aproveitamentomáximo das condições ambientais e locais fa-voráveis, pois atualmente um dos grandes desa-fios da humanidade é o desenvolvimento sus-tentável que procura vincular mais estreitamen-te o conceito de economia, qualidade de vida eecologia.

Atualmente, existem mais de 200 ETEsutilizando esta concepção, sendo que Londrinaconta com duas delas de grande porte operandocom sistema conjugado Ralf/Filtro Biológico euma delas, a ETE Sul, também recebe o lodogerado no processo de tratamento de água daETA Cafezal.

Embora existam em operação ETEs queutilizem sistemas de tratamento anaeróbio compós-tratamento aeróbio, inclusive com algumasrecebendo o lodo de uma ETA, os dados demonitoramento para avaliar o desempenho emescala real ainda são escassos e, sem dúvida, oacompanhamento destas unidades permitirá umamelhor caracterização da operação e da efici-ência do sistema e contribuirá para a realizaçãode futuros projetos a serem desenvolvidos.

Características do lodo gerado pelos sistemasde tratamento de água

O sistema de tratamento de água consis-te basicamente na remoção de partículas finasem suspensão e em solução presentes na água

estes resíduospossuem muita

umidade,geralmente

maior que 95%


TABELA 1 - CARACTERÍSTICAS FÍSICO-QUÍMICAS DOS LODOS GERADOS EM ETAS

bruta. Neste processo, é necessária a aplicaçãode alguns tipos específicos de produtos quími-cos, como sulfato de alumínio, sulfato férrico oucloreto férrico, cuja função é desestabilizar aspartículas coloidais, formando flocos com tama-nho suficiente para sua posterior remoção.

A remoção destas partículas é necessá-ria para a clarificação da água, sendo que estaoperação é realizada através de decantadores,onde esse material sedimentado fica retido du-rante um certo tempo.

Esta água decantada, com parte dos flo-cos que não sedimentaram, é encaminhada paraum leito filtrante de várias camadas, que podemser seixos rolados de vários tamanhos, mais areiae carvão antracitoso de variada e definidagranulometria, sendo que na limpeza desta ca-mada este material nunca é descartado. Destaforma, uma parte do subproduto sedimentadofica retido nos decantadores e outra parte ficaretida nos filtros.

Assim, uma ETA produz água para abas-tecimento e, conseqüentemente, gera lodos acu-mulados nos decantadores e água de lavagemdos filtros, cujas características variam confor-me a qualidade da água bruta a ser tratada e dotipo e dosagem dos produtos químicos utilizados

no processo de coagulação dessa água, além deaspectos naturais devido às mudanças sazonaisque influem na turbidez da água, bem como ascaracterísticas geológicas da região. Na tabela1 são apresentadas algumas características físi-co-químicas dos lodos gerados em ETAs.

Geralmente este lodo sedimentado é lan-çado em cursos d’água próximos das ETAs po-dendo alterar as características desse corpo re-ceptor, gerando um impacto no meio ambiente.Estes resíduos possuem muita umidade, geral-mente maior que 95% e estando, de maneirageral, sob forma fluida e de difícil drenagem emleitos de secagem convencionais.

No Instituto de Pesquisas Hidráulicas daUniversidade Federal do Rio Grande do Sul (IPH/UFRGS), um experimento simulando seis leitosde secagem foi conduzido durante 10 dias apre-sentando uma redução de 9,9% de umidade dolodo, baixa percentagem (2,78%) de lixiviação doalumínio, DQO inicial de 533 mg/l e final de 167mg/l, representando uma remoção de 68,6%.

CORDEIRO (1999) efetuou determina-ções de metais presentes nos sólidos dos lodosda ETA São Carlos, Estado de São Paulo, cujosresultados permitem perceber a grande concen-tração de metais pesados na fase sólida do lodo,

Autor/Ano

Neubauer (1968)

Sutherland (1969)

Bugg (1970)

Albrecht (1972)

Culp (1974)

Nilsen (1974)

Singer (1974)

Cordeiro (1981)

Vidal (1990)

Vidal (1990)

Cordeiro (1993)

Patrizze (1998)

Patrizze (1998)

DBO (mg/l)

30 a 150

100 a 232

380

30 a 100

40 a 150

100

30 a 300

320

449

173

-

-

-

DQO(mg/l)

500 a 15.000

669 a 1.100

1.162 a 15.800

500 a 10.000

340 a 5.000

2.300

30 a 5.000

5.150

3.487

1.776

5.600

-

-

pH

6,0 a 7,6

7,0

6,5 a 6,7

5,0 a 7,0

7,0

-

-

6,5

6,0 a 7,4

6,7 a 7,1

6,4

5,55

6,8

Sólidos Totais

(mg/l)

1.100 a 16.000

4.300 a 14.000

4.380 a 28.580

3.000 a 15.000

-

10.000

-

81.575

21.972

6.300

30.275

6.112

6.281

Sólidos Voláteis

(mg/l)

20% a 30%

25%

20%

20%

-

30%

-

20,7%

15%

73%

26,3%

19%

-

Fonte: CORDEIRO (1999)

a toxicidadepotencial doslodos gerados

em ETAsdepende devários fatores

28

TABELA 2 - CONCENTRAÇÃO DE METAIS PESADOS PRESENTES NA FASE SÓLIDA NOS LODOSDE ETAS

e que estão apresentados na tabela 2.A tabela 2 ainda permite observar que há

grande diferença entre os resíduos gerados emestações de tratamento de água, mostrando anecessidade de equacionar o problema de for-ma quase que individualizada.

As principais variações em relação ao as-pecto do lodo devem-se, fundamentalmente, aotipo de coagulante utilizado devido às suas parti-cularidades, e quase sempre, por exigir a adiçãode polímeros para proporcionar um desempenhoadequado na operação de adensamento porflotação, ou por sedimentação.

Quando é utilizado o sulfato de alumíniocomo coagulante primário, os possíveis compos-tos formados no processo dependerão do pH domeio, da presença de ligantes e hidróxidos naágua bruta, segundo DRISCOLL apud COR-DEIRO (1999). Mas com a utilização destecoagulante, tem sido determinadas grandes con-

METAIS

Alumínio (mg/l)

Bário (mg/l)

Cádmio (mg/l)

Cálcio (mg/l)

Chumbo (mg/l)

Cloreto (mg/l)

Cobre (mg/l)

Cromo total (mg/l)

Ferro total (mg/l)

Ferro solúvel (mg/l)

Magnésio (mg/l)

Manganês (mg/l)

Manganês solúvel (mg/l)

Mercúrio (mg/l)

Níquel (mg/l)

Potássio (mg/l)

Sódio (mg/l)

Zinco (mg/l)

ETA 01 *

3965

-

0,14

142,00

2,32

-

1,47

3,82

3381,00

-

27,00

1,86

-

-

2,70

49,97

311,00

2,13

ETA 02 *

391

0,22

0,02

-

0,20

35

0,12

0,06

129

6,14

2,87

7,80

4,57

-

0,14

7,37

29,3

0,70

ETA 03 *

325

0,18

0,02

0,08

0,30

36,3

0,20

0,09

166

0,12

1,38

3,44

1,00

—

0,12

7,55

63,0

0,98

*ETAs situadas no Estado de São Paulo. Fonte: CORDEIRO (1999)

centrações de alumínio, podendo causar proble-mas na camada bentônica de lagos ou em riosque possuam baixa velocidade.

Quando se utiliza o cloreto férrico, o lodopassa a apresentar coloração avermelhada echeiro característico.

A toxicidade potencial dos lodos geradosem ETAs depende de fatores tais como: caracte-rísticas da água bruta; produtos químicos utiliza-dos no tratamento; possíveis contaminantes con-tidos nesses produtos; reações químicas ocorri-das durante o processo; forma de remoção e tem-po de retenção dos resíduos nos decantadores;características hidráulicas, físicas, químicas e bio-lógicas do corpo receptor.

As águas superficiais utilizadas comomananciais estão sujeitas à contaminação porformas naturais decorrentes da ação da águasobre as rochas e também por decorrência deações antropogênicas sobre o meio, tais como:


a disposiçãofinal de lodo de

ETA em ETEtem se

mostrado comoopção viável

29

aplicação de fertilizantes, pesticidas e disposi-ção de resíduos industriais. Este aspecto é degrande importância, pois essas substâncias po-derão estar presentes nos resíduos gerados.

Alternativas para disposição do lodo de ETA

O lodo dos decantadores é classificado como“resíduos sólidos” pela NBR-1004 e, portanto, deveser tratado e disposto dentro dos critérios estabe-lecidos por essa norma (ASSOCIAÇÃO BRASI-LEIRA DE NORMAS TÉCNICAS, 1987).

Historicamente esses despejos têm sidolançados diretamente nos cursos de água, po-rém tal prática tem sido bastante questionadapor causa do impacto ambiental, riscos à saúdehumana e à vida aquática. No entanto, existemvárias alternativas para disposição final destesresíduos que dependem da análise da viabilida-de técnica, econômica e ambiental para cadacaso. Conforme REALI (1999), pode-se citaras seguintes alternativas:

•Disposição em aterros sanitários;•Disposição controlada em certos tipos de

solos;•Aplicações como matéria-prima industrial na

fabricação de materiais de construção;•Incineração;•Filtração forçada, como centrifugação,

filtro-prensa, etc;•Lagoas de tratamento;•Lançamento na rede coletora de esgoto.

A disposição final de lodo de ETA em esta-ções de tratamento de esgoto é uma opção quevem sendo apresentada como uma alternativaviável, visto que tal método já é empregado emalguns países da Europa e nos Estados Unidos.

REALI (1999) realizou experimentos mis-turando lodo de ETA com esgoto de uma ETE.Foram realizados dois estudos de caso que anali-saram a digestão anaeróbia e produção de metanoproveniente da mistura de esgoto com o lodo pro-duzido em decantadores de uma ETA que utilizasulfato de alumínio como coagulante e uma outraETA que emprega cloreto férrico. Na misturaesgoto mais lodo de ETA, que utiliza sulfato de

alumínio, ocorreu uma diminuição substancial decoliformes totais, DQO, nitrogênio, fósforo e cor;não houve interferência significativa no desem-penho dos digestores de lodo. Na mistura esgotomais lodo de ETA, que utiliza cloreto férrico, aprodução de metano também não sofreu altera-ções significativas, verificando uma ligeira ten-dência de aumento da taxa de produção demetano à medida que a proporção de resíduo deETA no esgoto primário cresceu. A concentra-ção de sólidos totais aumentou no início do teste,mas no final ficou numa faixa de 50% a menosque o esgoto bruto. A concentração de sólidossedimentáveis aumentou proporcionalmente aopercentual de despejo da ETA contido no afluen-te da ETE e a remoção de sólidos suspensos to-tais aumentou proporcionalmente ao percentualde resíduo da ETA contido no afluente da ETE.

CARVALHO e BERNARDO (2002) rea-lizaram estudos para simular as interferênciasno desempenho dos decantadores primários edigestores de lodo de ETE, que venham a rece-ber lodo de ETA pela rede coletora de esgoto.O objeto de estudo foi o lodo de uma ETA queutiliza cloreto férrico como coagulante, cuja con-centração de SST/l era de 300 a 1000 mg. Comsimulações através de testes em colunas de sedi-mentação em escala piloto, concluiu-se que a con-centração de sólidos sedimentáveis, nosdecantadores primários da ETE, aumentou propor-cionalmente a concentração de sólidos suspensospresentes nos despejos da ETA e a remoção desólidos suspensos totais também aumentou, pro-porcionalmente a concentração de sólidos totaispresentes no mesmo despejo. As análises de me-tais pesados contidos na mistura indicaram deterio-ração de sua qualidade com aumento da concen-tração de sólidos do despejo da ETA; a produçãode metano na ETE indicou uma ligeira tendênciade aumento na medida em que a concentração dodespejo da ETA contida no lodo primário aumen-tou. Concluiu-se também uma tendência a umamaior eficiência de sedimentação dos decantadoresprimários da ETE; aumento no volume de lodo pri-mário produzido; baixa concentração de ferro, pro-vavelmente pela ocorrência de precipitação desseelemento e não-inibição no processo de digestãoanaeróbia de lodo de esgoto.

A ETE Franca, localizada na cidade de


na misturaesgoto maislodo de ETA,que utiliza

cloreto férrico,a produção de

metano tambémnão sofreualterações

significativas

30

Franca, Estado de São Paulo, trata o esgotodoméstico pelo processo de lodos ativados, sen-do que desde agosto de 2001 passou a recebero lodo dos decantadores da estação de trata-mento de água da cidade, descartado pela redecoletora. O coagulante utilizado na ETA é osulfato férrico. No tratamento primário foi ob-servada uma maior sedimentação de sólidoschegando a atingir um valor de 70,0 ml/l. A con-centração de sólidos no lodo primário que erade 3,15%, em períodos de recebimento de lodode ETA, passou a 6,68%, ocasionando tambémaumento na concentração de sólidos totais nosdigestores, passando de 2,5% até 6,0%, masnão interferindo na produção de biogás. A umi-dade no biossólido diminui de 82% para 73%,resultando numa economia de polímero na ope-ração do filtro-prensa para desaguamento dolodo. A remoção de DBO não apresentou osci-lações, sendo observado um ligeiro aumento emsua remoção nos períodos de recebimento delodo de ETA.

Apesar desta alternativa ser muito atra-ente, o gerenciamento da disposição do lodo daETA está sendo transferido para a ETE e algu-mas interferências podem ocorrer nas unidadesinternas desta ETE, de modo que tal procedi-mento deve ser criteriosamente analisado.


A pesquisa desenvolvida no presente tra-balho foi realizada na ETE Sul que pertence aosistema de coleta e tratamento de esgoto sani-tário dos municípios de Londrina e Cambé.

A vazão média atual do afluente da ETE éde 267 l/s em tempo seco, atingindo uma vazãomáxima de 480 l/s, enquanto que as descargas delodo da ETA Cafezal eram realizadas a cada 4dias com vazão média de 2,6 l/s, isto correspondeem 1% da vazão média da ETE Sul. Omonitoramento de rotina da ETE Sul forneceu amaior parte dos dados necessários para o desen-volvimento desta pesquisa, através de coletascompostas. As coletas foram alternadas em: “comlodo” e “sem lodo” da ETA, após prévia progra-mação junto ao pessoal responsável pela lava-gem dos decantadores da ETA Cafezal.

1. Sistemática da coleta

Para serem realizadas as coletas das amos-tras representativas para períodos com e sem re-cebimento do lodo da ETA, foi calculado em 6 ho-ras o tempo em que tais despejos levam para che-gar à ETE Sul, pela rede coletora. Considerando avazão da bomba de recalque, 14 m 3/h para umvolume de 840 m3 de transferência, concluiu-seque o tempo total de recalque seria de 60 horas.

Para efetuar as coletas para períodos comrecebimento de lodo de ETA foi estabelecido queestas deveriam obedecer ao Tdh (tempo de de-tenção hidráulica) da ETE Sul, isto é, 22 horas,após a chegada do lodo da ETA na ETE, que éfacilmente visualizado pela sua coloração mar-rom. Nestas condições, mesmo após o términoda coleta (24 horas), o lodo da ETA ainda circu-la pela ETE, por aproximadamente 14 horas. Talprocedimento é ilustrado pela figura 1.

FIGURA 1 - REPRESENTAÇÃO DO PERÍODODE TEMPO OBSERVADO PARA COLETA COM

LODO DA ETA

Conforme demonstrado na figura 2, para asamostras isentas de lodo de ETA, foi verificada asaída total deste afluente e ainda observado o Tdhda ETE para poder ser iniciada as coletas. Assim,22 horas após a última coleta, poderia ser iniciadanova amostragem, desta vez, sem lodo de ETA.

FIGURA 2 - REPRESENTAÇÃO DO PERÍODODE TEMPO OBSERVADO PARA COLETA ISENTA

DE LODO DE ETA


nos períodos derecebimento do

lodo da ETACafezal, o

afluente brutoapresentou umaDBO média de

227 mg/l

31

2. Pontos de coletas e metodologia paraanálises físico-químicas

Após um levantamento quanto à capaci-dade de remoção de matéria orgânica e sua in-fluência no processo de tratamento foram defi-nidos os seguintes pontos de coletas, conformepode ilustrado na figura 3

FIGURA 3 - DISTRIBUIÇÃO DOS PONTOSDE COLETAS NA ETE SUL

As coletas nos pontos 1, 2 e 3 foram reali-zadas manualmente de 2 em 2 horas durante 24horas e nos pontos 4 e 5 foi utilizado um equipa-mento coletador automático programado paracoletar com a mesma freqüência.

Ponto 1 - O afluente bruto foi coletado após ogradeamento e antes do desarenador.

Ponto 2 - O efluente do decantador primário n.º2 foi coletado na caixa de saída do efluente lo-calizada na periferia do próprio decantador.

Ponto 3 - O afluente aos Ralfs foi coletado nacaixa divisora de fluxo 2, pois nesta unidade éonde se mistura parte do efluente dos decan-tadores primários e parte do afluente bruto.

Ponto 4 - O efluente dos Ralfs foi coletado

na comporta de saída do efluente tratado doRalf.

Ponto 5 - O efluente final foi coletado na caixade passagem do efluente tratado dos trêsdecantadores secundários.

Ao fim das coletas, a mesma eratransferida para o laboratório da ETE Sul paraseparação de 4.000 ml proporcionais à vazão domomento de cada coleta.

Os parâmetros analisados para este ar-tigo foram: Vazão (l/s), pH, DQO, DBO 5,Ortofosfatos, Nitrogênio total, Sólidos Totais,Sólidos Fixos e Sólidos Voláteis.


O pH manteve-se numa faixa entre 7,1 e7,7, que é ideal para o metabolismo das bactéri-as anaeróbias, apresentando pouca perturbaçãopela presença do lodo de ETA.

Nos períodos de recebimento do lododa ETA Cafezal, o afluente bruto apresentouuma DBO média de 227 mg/l; no decantadorprimário foi de 137,3 mg/l; no efluente trata-do do Ralf, encontrou-se 58,3 mg/l e noefluente final, 26,3 mg/l. Nos períodos semcontribuição do lodo da ETA Cafezal, a DBOmédia do afluente bruto foi de 247 mg/l; nodecantador primário foi de 170,2 mg/l; noefluente tratado do RALF, 69 mg/l; e noefluente final, 28,9 mg/l. Estes dados podemser observados na tabela 3 e ilustrados nográfico 1.

Em termos de DQO, para os períodoscom contribuições do lodo da ETA, o aflu-ente bruto apresentou uma DQO média de371,6 mg/l; no decantador primário foi de232,9 mg/l; no efluente do Ralf encontrou-se 116,1 mg/l e no efluente final, 55,0 mg/l.Sem a contribuição do lodo da ETA os valo-res para a DQO média foram, respectiva-mente para o afluente bruto, decantador pri-mário, efluente do Ralf e efluente final, 375,6mg/l, 241,6 mg/l, 106,4 mg/l e 47,0 mg/l, con-forme pode ser observado através do gráfi-co 2 e tabela 3.


nosperíodos comcontribuiçõesdo lodo da

ETA, oafluente bruto

apresentou umaDQO média de371,6 mg/l

32

TABELA 3 - MÉDIA DOS PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS ENCONTRADOS DURANTE OSPERÍODOS MONITORADOS

Parâmetros

pH

DBO (mg/l)

DQO (mg/l)

Nitr. Total (ng/l)

Ortofosfato (mg/l)

Sólidos Totais (mg/l)

Sólidos totais fixos (mg/l)

Afluente

bruto

7,1

227,9

371,6

28,0

4,6

695,0

370

Decantador

primário

7,2

137,3

232,9

26,6

3,8

503,0

321,0

Efluente

do Ralf

7,4

58,3

116,1

31,8

4,3

392,0

259,0

Período COM recebimento de lodo Período SEM recebimento de lodo

Afluente

bruto

7,2

247,7

375,6

29,4

3,4

654,0

362,0

Decantador

primário

7,2

170,2

241,6

31,4

3,5

573,0

384,0

Efluente

Final

7,7

28,9

47,0

31,3

3,0

432,0

298,0

GRÁFICO 1 - VARIAÇÃO MÉDIA DA DBO (MG/L) NO EFLUENTE DAS PRINCIPAISETAPAS DO TRATAMENTO

GRÁFICO 2 - VARIAÇÃO MÉDIA DA DQO (MG/L) NO EFLUENTE DAS PRINCIPAIS ETAPAS DOTRATAMENTO


Efluente

Final

7,6

26,3

55,0

29,8

3,7

340,0

217,0

Efluente

do Ralf

7,4

68,9

106,4

34,1

3,5

486,0

311,0

o lodo de ETAnão interfere nacapacidade deremoção da

Carga OrgânicaVolumétrica(COV) do Ralf

33

Observou-se que nos períodos com rece-bimento de lodo de ETA houve maior remoçãode matéria orgânica, proporcionando uma maioreficiência do sistema, inclusive a DBO médiade 58,3 mg/l do efluente do Ralf satisfaz as exi-gências ambientais estabelecidas pelo InstitutoAmbiental do Paraná (IAP).

A Carga Orgânica Volumétrica (COV)média aplicada ao Ralf em períodos de recebi-mento de lodo de ETA, em termos de DBO, foide 0,36 kg DBO/m 3 dia para uma remoção de0,25 Kg DBO/m 3 dia, representando umpercentual de remoção de 69%. Em termos deDQO, a COV aplicada no Ralf foi de 0,60 kg deDQO/m3 dia e 0,38 kg DQO/m3 dia foi removi-da, significando, em termos percentuais, 63% deremoção.

Para períodos sem recebimento de lodo deETA, a COV média aplicada ao Ralf, em ter-mos de DBO, foi de 0,42 Kg DBO/m3 dia comremoção de 0,29 kg DBO/m3 dia representandouma remoção média de 69%. Em termos deDQO, a COV aplicada foi de e 0,63 kg DQO/m3 dia e remoção de 0,42 Kg DQO/m 3 dia, re-presentando 67% de remoção.

Estes números indicam que a existência delodo de ETA não interferiu na capacidade deremoção de COV do Ralf, em termos de DBO,entretanto contribuiu para um afluente de me-lhor qualidade para o pós-tratamento. Em ter-mos de DQO, o percentual de remoção de COVfoi ligeiramente maior para períodos sem contri-

buição deste subproduto.Embora a ETE Sul não tenha sido projeta-

da para remover quantidades significativas de ni-trogênio, nos períodos com recebimento do lododa ETA o afluente e o efluente final apresenta-ram, respectivamente, 28,0 mg/l e 29,8 mg/l denitrogênio total; enquanto nos períodos sem rece-bimento do lodo da ETA estes valores foram de29,4 mg/ e 31,3 mg/l, indicando um pequeno acrés-cimo percentual de nitrogênio total de 6,4% paraambos os períodos monitorados, tal como é ilus-trado pelo gráfico 3. Observando os teores denitrogênio orgânico no afluente bruto, 5,0 mg/l comlodo da ETA e 6,5 mg/l sem este subproduto, ve-rificou-se uma diferença de 23% a menos para oprimeiro, sugerindo que concentrações maioresdo lodo de ETA possam proporcionar menoresconcentrações deste nutriente.

As remoções de fósforo são conseguidasatravés de sua precipitação e incorporação aomanto de lodo, com auxílio de um metal que podeser o cloreto férrico (FeCl3), sendo este produtoo coagulante utilizado no tratamento de água daETA Cafezal. Conforme pode ser observado nográfico 4, nos períodos com recebimento de lodode ETA o afluente bruto, decantador primário,efluente do Ralf e efluente final, apresentaramconcentrações médias de fósforos de, respecti-vamente, 4,6 mg/l, 3,8 mg/l, 4,3 mg/l e 3,7 mg/l,proporcionando uma remoção de 19,6% doefluente final em relação ao afluente. Nos perío-dos sem esta contribuição, os valores foram, 3,4

GRÁFICO 3 - VARIAÇÃO DO NITROGÊNIO TOTAL (MG/L) NO EFLUENTE DAS PRINCIPAISETAPAS DO TRATAMENTO


houve maiorcapacidade desedimentaçãoprimária sob apresença depequenas

contribuiçõesdo lodo da ETA

34

mg/l, 3,5 mg/l, 3,5 mg/l e 3,0 mg/l, sendo quenestas condições o sistema apresentou umpercentual de remoção de 11%. Estes valoresindicam um ligeiro aumento na capacidade deremoção de fósforo sob a presença de peque-nas concentrações de cloreto férrico contidasno lodo de ETA.

Conforme é demonstrado através do grá-fico 5, o teor médio de ST (sólidos totais), nosperíodos de recebimento de lodo da ETA para oafluente bruto foi de 695 mg/l de ST e no efluentedo decantador primário, 503 mg/l, no efluentedo Ralf, 392 mg/l e no efluente final, 340 mg/l.Nos períodos sem esta contribuição, os valoresmédios foram de 654 mg/l, 573 mg/l, 486 mg/l e

GRÁFICO 4 - VARIAÇÃO DO ORTOFOSFATO (MG/L) NO EFLUENTE DAS PRINCIPAIS ETAPASDO TRATAMENTO

432 mg/l, respectivamente para o afluente bru-to, decantador primário, efluente do Ralf eefluente final. Novamente há um indicativo demaior capacidade de remoção de matéria orgâ-nica sob a presença do lodo de ETA.

Os resultados dos percentuais médios deSTF (sólidos totais fixos) para períodos com ouem lodo da ETA, respectivamente, foram de53,2% e 55,4% para o afluente bruto; nodecantador primário este percentual aumentoupara 63,8% e 67%, tal como é ilustrado no grá-fico 6. Isto posto, pode-se concluir que houveuma maior capacidade de sedimentação primá-ria sob a presença de pequenas contribuiçõesdo lodo da ETA.

GRÁFICO 5 - VARIAÇÃO DOS SÓLIDOS TOTAIS (MG/L) NO EFLUENTE DAS PRINCIPAIS ETAPASDO TRATAMENTO


o lodo de ETA,diluído numaproporção de1% junto ao

afluente bruto,não prejudicou

o sistema

35

A tendência de um maior percentual deSTF continuou durante as outras fases do tra-tamento, sendo que o efluente do Ralf 1, paraos períodos com ou sem lodo de ETA, apre-sentou percentuais de STF de 66,1% e 64,0%.O efluente final apresentou um percentual mé-dio de 63,8% e 69,0% para os respectivos pe-ríodos.

Conclusões

Embora a ETE Sul não tenha sido projeta-da para tratar afluentes contendo lodo de ETA,o recebimento deste subproduto, proveniente daETA Cafezal, diluído numa proporção de 1%junto ao afluente bruto não foi prejudicial ao sis-tema. Ao contrário, foi benéfico em relação àremoção de matéria orgânica.

Os decantadores primários puderam apre-sentar remoções médias de 39,5% em termosde DBO, superando as expectativas de proje-to. Deve-se ressaltar que remoções superio-res às esperadas em projeto não são interes-santes nesta etapa de tratamento, haja vista quea carga orgânica aplicada aos reatoresanaeróbios de alta taxa pode ser um dos fato-res limitantes do processo.

Pequenas variações da COV (Carga Or-gânica Volumétrica) aplicada aos Ralfs, em ter-mos de DBO, foram observadas durante os pe-ríodos monitorados, mas em ambos os casos

GRÁFICO 6 - VARIAÇÃO DO PERCENTUAL DE SÓLIDOS TOTAIS FIXOS (MG/L) NO EFLUENTEDAS PRINCIPAIS ETAPAS DO TRATAMENTO

houve percentuais de remoções de 69%. Emtermos de DQO, as remoções da COV foramde 63% e 67% para períodos com e sem lodo deETA respectivamente.

Durante os períodos com recebimento delodo de ETA, foram verificadas menores con-centrações de nitrogênio total nos efluentes dasetapas de tratamento e também observou-se ummaior percentual de remoção de fósforo, influ-enciado pela existência de partículas ainda ati-vas de Cloreto Férrico no lodo de ETA.

O teor médio de ST (Sólidos Totais) indi-cou que houve uma maior capacidade de sedi-mentação primária sob a presença de pequenascontribuições do lodo da ETA Cafezal. Nos pe-ríodos de recebimento de lodo de ETA houveuma redução de 27,6% no teor de sólidos totaisno decantador primário, enquanto no período semesta contribuição este percentual foi de 12,4%.Comportamento semelhante ocorreu em relaçãoao afluente e efluente do Ralf.

Os resultados das análises de STF (Sóli-dos Totais Fixos) para períodos com ou sem lododa ETA, respectivamente, apresentaram umpercentual médio de 53,2% e 55,4% para o aflu-ente bruto, no decantador primário estepercentual aumentou para 63,8% e 67%. Dian-te disto, conclui-se que haja uma deficiência notratamento preliminar, visto que os percentuaisde sólidos fixos em ambos os períodos estão bemacima de 50%.

Por fim, uma tendência de maior percen-


osdecantadores

primáriospuderam

apresentarremoçõesmédias de39,5% em

termos de DBO,superando as

expectativas deprojeto

36

tual de STF continuou durante as outras fasesdo tratamento, sendo que o efluente do Ralf 1,para os períodos com ou sem lodo de ETA, apre-sentou percentuais de STF de 66,1% e 64,0%, eo efluente final apresentou um percentual mé-dio de 63,8% e 69,0% para os respectivos perí-odos, resultantes de uma maior ocorrência daprecipitação de sólidos coloidais e dissolvidoscontidos no lodo de ETA.

Este trabalho é apresentado de forma maisampla na dissertação de mestrado do autor, sobtítulo Tecnologia ambiental apropriada a paí-ses de clima subtropical: avaliação do pós-tratamento de efluente Ralf, através de filtrobiológico aeróbio convencional, com rece-bimento intermitente de lodo de ETA.

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nos períodos derecebimento de

lodo de ETAhouve umaredução de

27,6% no teorde sólidostotais no

decantadorprimário

37

Autor

Adalberto Carraro,graduado em Matemática, especialização em

Matemática Superior (UEL), MBA Executivoem Saneamento (FGV), mestre em Geografia,

Desenvolvimento e Meio Ambiente (UEL),coordenador do Tratamento de Esgoto da

Regional de Londrina (USIDLD/CTE).

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analisadasamostras dosafluentes e

efluentes daslagoas

anaeróbias efacultativas

38

Avaliação de dois sistemas de lagoasde estabilização do Samae deIbiporã-PR

Waldir MedriRejane Helena Ribeiro da CostaVandir Medri

Resumo

A cidade de Ibiporã-PR conta atualmente comdois sistemas de lagoas de estabilização paratratamento de esgotos, constituindo-se de pro-cessos biológicos em que a degradação da ma-téria orgânica é realizada pela oxidaçãobacteriológica. O presente trabalho tem por ob-jetivo avaliar o desempenho dos sistemas de tra-tamento de esgoto doméstico do Samae deIbiporã-PR, em termos de matéria orgânica(DBO e DQO), de sólidos e de coliformes to-tais (CT). Foram efetuadas e analisadas amos-tras dos afluentes e efluentes das lagoasanaeróbias e facultativas no período de outubrode 2003 a setembro de 2005. Os sistemas delagoas de estabilização dos sistemas Norte e Sulrecebem águas residuárias de uma populaçãode aproximadamente 40 mil habitantes com umaconcentração média de 488 e 650 mgDBO/l;1.070 e 1.380 mgDQO/l e 8,0E10 e 11,7E10nmpCT-24h/100 ml, respectivamente. As remo-ções médias foram: 88,7% e 92,7% de DBO;83,5% e 89,9% de DQO e 99,98% e 99,99% deCT-24h, para um tempo de detenção hidráulicatotal de 17,9 e 19,9 dias, respectivamente.

Palavras-chave: eficiência do tratamento, es-goto doméstico, lagoas de estabilização, quali-dade do efluente.

Abstract

The city of Ibiporã-PR currently depends upon

two stabilization lagoon systems for sewagetreatment, effected through the use of biologicalprocesses in which the degradation of organicsubstances is carried out by bacteriologicaloxidation. The objective of this work is toevaluate the performance of the domesticsewer treatment systems of the SAMAE ofIbiporã/PR, in terms of organic substances(DBO and DQO), solids, and total coliforms(CT). Samples were obtained and analyzedfrom the tributaries and effluents of theanaerobic and facultative lagoons from October2003 through September 2005. The stabilizationlagoons of the Northern and Southern systemsreceive residual waters from a population ofapproximately 40 thousand inhabitants, with anaverage concentration of 488 and 650 mgDBO/l; 1,070 and 1,380 mgDQO/l and 8.0E10 and11.7E10 nmpCT-24h/100 ml, respectively. Theaverage removals were: 88.7% and 92.7% ofDBO; 83.5% and 89.9% of DQO and 99,98%and 99.99% of CT-24h, for periods of totalhydraulic detention of 1.9 and 19.9 days,respectively.

Key words: treatment efficiency, domesticsewage, stabilization lagoons, quality of effluent.

Introdução

Um dos mais importantes problemas paraas nações em desenvolvimento é conseguir re-cursos para investir em infra-estrutura e, princi-palmente, no setor de saneamento básico. Con-


Evaluation of two stabilization lagoon systemsof the Samae of Ibiporã-PR

lagoas deestabilizaçãosão projetadaspara promoverum controle

ambiental pormeio do

tratamentodas águasresiduárias

39

tudo, tendo em vista o alto custo de tecnologiade sistemas convencionais de tratamento deáguas residuárias, tais como: filtros biológicos elodos ativados, existe a necessidade de desen-volvimento de métodos de baixo custo de trata-mento de efluentes nestes países. As primeiraslagoas construídas com critérios técnicos dedimensionamento foram implantadas em 1960na cidade de São José dos Campos, São Paulo.Tidas como as primeiras no uso de pesquisa deparâmetros para projetos, tendo apresentado re-sultados satisfatórios e serviram de estímulo aocrescimento do uso de lagoas por todo o país. Aeficiência, a simplicidade do processo, o reduzi-do custo de operação e as condições climáticasfavoráveis, levaram o processo de depuraçãode águas residuárias por lagoas de estabilizaçãoa sua completa aceitação.

As lagoas de estabilização são projetadaspara promover um controle ambiental por meiodo tratamento das águas residuárias. Seu tama-nho é estabelecido com base nas relações teóri-cas e empíricas dos resultados esperados, e otempo de detenção hidráulica é estimado de acor-do com a qualidade do efluente que se pretendealcançar (KELLNER e PIRES, 2000).

A eficácia na depuração do resíduo em la-goas de estabilização depende amplamente dascondições climáticas do local, tais como: radia-ção solar, temperatura, freqüência e intensidadedos ventos, etc. Estes fatores afetam diretamen-te a biologia do sistema, e a temperatura é umfator preponderante no desempenho das lagoas,

uma vez que a atividade biológica responde commaior intensidade no verão do que no inverno.Assim, como no período quente, as taxas de ra-diação solar são mais acentuadas, favorecendoo crescimento fitoplantônico que, juntamente coma atividade metabólica dos microorganismos pre-sentes na massa líquida da água, promovem aoxidação da matéria orgânica, estes últimosmecanismos ocorrem nas facultativas.

Este trabalho tem por finalidade apresen-tar os resultados do monitoramento de dois sis-temas de lagoas para tratamento de esgoto do-méstico, no período de outubro de 2003 a se-tembro de 2005, bem como seus desempenhos.


O presente trabalho foi desenvolvido em doissistemas de tratamento de águas residuárias doServiço Autônomo Municipal de Água e Esgoto(Samae), localizado no município de Ibiporã/PR.O sistema Norte é constituído de uma caixa degradeamento, uma calha parshall, três lagoasanaeróbias (LA1, LA2 e LA3) em paralelo e umafacultativa com chicanas (LF), em série. O siste-ma Sul consiste de uma caixa de gradeamento,uma calha parshall, duas lagoas anaeróbias (LA1e LA2) em paralelo e uma facultativa chicanada(LF), em série. A figura 1 mostra um esquemadestes sistemas e a tabela 1 apresenta as carac-terísticas físicas e operacionais das lagoas duran-te o período do monitoramento.

FIGURA 1 - SISTEMAS DE TRATAMENTO DE ESGOTO DOMÉSTICO DO SAMAE DE IBIPORÃ-PR


foram coletadas127 amostras

nos afluentes eefluentes das

lagoas

40

TABELA 1 – CARACTERÍSTICAS FÍSICAS E OPERACIONAIS DAS LAGOAS DE OUTUBRODE 2003 A SETEMBRO DE 2005

DIMENSÕES

Comprimento topo (m)

Comprimento fundo (m)

Largura topo (m)

Largura fundo (m)

Profundidade (m)

Superfície média (m 2)

Volume (m 3)

Vazão média (m 3/d)

Tempo detenção médio (d)

LA1

176

172

27

22

2,3

4.263

9.805

1.066

9,2

LA2

170

166

24

21

2,8

3.780

10.584

1.066

9,9

LA3

169

165

24

19

2,5

3.590

8.976

1.066

8,4

LF

210

208

71

69

1,4

14.630

20.482

3.198

6,4

LA1

154

149

22

19

2,0

3.106

6.211

691

9,0

LA2

154

147

22

19

1,9

3.085

5.862

691

8,5

LF

210

209

51

48

1,5

10.370

15.555

1.382

11,2

Zona Norte Zona Sul

Monitoramento e análise físico-químicas

As eficiências de diferentes estágios, istoé, das lagoas anaeróbias e facultativas e no sis-tema total, foram observadas em termos dematéria orgânica (DBO e DQO), de Sólidos ede Coliformes Totais. Os resultados dosColiformes Fecais foram omitidos porque asanálises deste parâmetro foram realizadas pou-cas vezes. Os sistemas de lagoas de estabiliza-ção Norte e Sul são alimentados com águasresiduárias advindas de uma população de apro-ximadamente 40 mil habitantes, com os seguin-tes parâmetros analisados: DBO 5 em torno de500 mg/l para o sistema Norte e acima de 600mg/l para o sistema Sul; DQO próximo a 1.100e 1.400mg/l, respectivamente, para os sistemasNorte e Sul e CT acima 1,0E10 NMP/100 ml.

O monitoramento de rotina para as lago-as anaeróbias e facultativas dos dois sistemasNorte e Sul foi realizado no período de outubrode 2003 a setembro de 2005. Foram coletadas67 amostras nos afluentes e nos efluentes daslagoas anaeróbias e das facultativas para o sis-tema Norte e 60 amostras para o sistema Sul,e analisadas para os seguintes parâmetros: pH,Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO), De-manda Química de Oxigênio (DQO), SólidosTotais (ST), Sólidos Sedimentáveis (SSed),Oxigênio Consumido em Meio Ácido (OCMA),Temperatura e os Coliformes Totais (CT-24h e

CT-48h). Ressalta-se que foram efetuadas 24amostras de CT nos mesmos locais para cadasistema. Todos os parâmetros foram analisa-dos de acordo com os métodos estabelecidospelo “Standard Methods” (APHA, 1995). Asamostras foram coletas em torno das 9 horas,nos pontos (1, 2 e 3) como apresenta a figura1, sendo o efluente da lagoa facultativa não-filtrado.

Resultados e Discussões

Os valores médios e desvios padrão obti-dos para o afluente e efluente das lagoasanaeróbias e facultativas, dos sistemas de trata-mento de esgoto doméstico do SAMAE, Nortee Sul, no período de outubro de 2003 a setembrode 2005, são apresentados na tabela 2.

Durante o período de monitoramento daslagoas a temperatura média do ambiente foi de20,6oC. As lagoas anaeróbias de ambos os sis-temas funcionam com cargas orgânicasvolumétricas de DBO5 em torno de 0,05 e 0,07kg/m3/dia, aos respectivos sistemas Norte e Sul.Estes valores estão abaixo que o recomendadopor MARA e PEARSON (1986), que sugeremcargas entre 0,1 e 0,3 kgDBO5/m3/dia para es-sas lagoas, uma vez que valores menores que oprimeiro limite impedem o desenvolvimento decondições anaeróbias, e valores maiores que o


durante omonitoramentodas lagoas atemperaturamédia do

ambiente foi de20,6oC

41

TABELA 2 – RESULTADOS MÉDIOS E DESVIOS PADRÃO OBTIDOS NO MONITORAMENTO DOSSISTEMAS NORTE E SUL DO SAMAE REFERENTES AOS AFLUENTES E EFLUENTES DAS LAGOAS

Parâmetros

pH

DBO

(mg/l)

DQO

(mg/l)

OCMA

(mg/l)

ST

(mg/l)

SSed

(ml/l)

CT – 24h

(NMP/100ml)

CT – 48h

(NMP/100ml)

Temperatura ( oC)

Afluente

Efluente

7,0±0,2

7,1±0,2

488±222

68±31

1.070±454

224±65

223±102

45±12

720±245

250±131

10,2±3,4

0,2±0,1

4,6E10

6,0E7

8,0E10

8,3E7

23,0±3,0

Rem.

(%)

-

86,1

79,1

79,8

65,3

98,0

99,87

99,89

Afluente

Efluente

7,1±0,2

7,5±0,2

68±31

55±32

224±65

176±68

45±12

40±13

250±131

239±124

0,2±0,1

0,1±0,1

6,0E7

10,1E6

8,3E7

4,1E7

22,8±3,1

Rem.

(%)

-

19,1

21,4

11,1

4,4

50,0

83,17

50,60

Afluente

Efluente

7,1±0,2

7,1±0,2

650±303

75±29

1.380±425

205±68

271±164

40±13

1.018±334

287±155

13,0±5,3

0,3±0,3

7,5E10

4,5E7

11,7E10

7,2E7

22,3±3,7

Rem.

(%)

-

88,5

85,1

85,2

71,8

97,7

99,94

99,94

Zona Norte Zona Sul

L. Anaeróbias L Facultativa L. Anaeróbias

Afluente

Efluente

7,1±0,2

7,5±0,2

75±29

47±27

205±425

139±53

40±13

31±12

287±155

260±149

0,3±0,3

0,2±0,3

4,5E7

4,4E6

7,2E7

1,0E7

22,7±3,4

Rem.

(%)

-

37,3

32,2

22,5

9,4

33,3

90,22

86,11

L Facultativa

segundo limite causam condições inaceitáveis deodor liberado. Por outro lado, as lagoas faculta-tivas dos sistemas Norte e Sul recebem cargasorgânicas superficiais em torno de 153 e 100kgDBO5/ha/dia, respectivamente.

FIGURA 2 - CONCENTRAÇÕES MENSAISDA DBO DO SISTEMA NORTE, NO PERÍODO

DE OUT/03 A SET/05

Os resultados médios mensais da DBO, ob-tidos ao longo do experimento dos sistemas: Nortee Sul são apresentados nas figuras 2 e 3, as quaismostram suas evoluções na entrada e na saídade cada lagoa.

FIGURA 3 - CONCENTRAÇÕES MENSAISDA DBO DO SISTEMA SUL, NO PERÍODO

DE OUT/03 A SET/05


a DBO éfortemente

removida naslagoas

anaeróbias

42

Observam-se nas figuras 2 e 3 os diferen-tes comportamentos da DBO para os dois Sis-temas Norte e Sul. As DBOs afluentes nas la-goas anaeróbias (esgoto bruto) tiveram altasoscilações ao longo dos meses monitorados, commédias entre 272 e 960 mg/l e entre 480 e 787mg/l, respectivamente para os sistemas Norte eSul. Por outro lado, os efluentes das lagoasanaeróbias oscilaram com médias mensais en-tre 50 e 117 mg/l e entre 58 e 110 mg/l,correspondendo uma remoção de aproximada-mente 86% e 88% para os sistemas Norte eSul; enquanto os efluentes das lagoas facultati-vas flutuaram entre 38 e 97 mg/l e entre 26 e 80mg/l, indicando uma remoção em torno de 19%e 37%. Como se nota, a DBO é fortemente re-movida nas lagoas anaeróbias.

As amplitudes totais das concentrações daDBO dos efluentes das lagoas anaeróbias (LA)e das facultativas (LF) dos sistemas Norte e Sultiveram grandes flutuações, ao longo dos mesesmonitorados, como apresentam as figuras 4 e 5.

Nota-se por meio da figura 4 que as con-centrações da DBO das lagoas anaeróbias (LA)oscilaram com valores, mínimo de 13 e máxi-mo 107 mg/l para o sistema Norte, com media-na de 66 mg/l, e entre 20 e 153 mg/l, com me-diana de 68 mg/l para o sistema Sul. Noentanto, em 50% dos dados amostrados paraesses sistemas, os desvios não ultrapassam 40mg/l. (26 mg/l para o sistema Norte e 40 mg/lpara o Sul). Nota-se, também, na figura 4, queno sistema Sul não houve pontos discrepantes,enquanto o sistema Norte apresentou dois pon-tos Outliers (127 e 147 mg/l) e um ponto Ex-tremo (207 mg/l). Esse ponto pode ter ocorridoem razão de um mau desempenho das lagoasanaeróbias, porém as condições climáticas des-se dia estavam boas, conclui-se, então, que essevalor discrepante (Extremo), provavelmente, foiem função de uma análise errônea ou de umanotação errada. Dessa forma, este ponto dis-crepante deveria ser visto pelo operador (ana-lista) com maior atenção. Poderia até repetiras análises para esse parâmetro.

Observam-se por meio da figura 5 que asamplitudes totais das concentrações da DBOdos efluentes das lagoas facultativas (LF) dossistemas Norte tiveram grandes oscilações, 100

FIGURA 4 - CONCENTRAÇÃO DA DBO DASLAGOAS ANAERÓBIAS (LA) DOS SISTEMAS

NORTE E SUL NO PERÍODO DEOUT/03 A SET/05

FIGURA 5 - CONCENTRAÇÃO DA DBO DASLAGOAS FACULTATIVAS (LF) DOS SISTEMAS

NORTE E SUL

e 86 mg/l, respectivamente. Ou seja, os valo-res da DBO efluentes das LFs dos dois siste-mas flutuaram ao longo dos meses amostrados,com valores mínimos de 7 para cada sistema emáximos de 107 para o sistema Norte e 93 mg/l para o Sul. No entanto, em 50% das amostrasanalisadas, os desvios foram de 34 e 33 mg/l,respectivamente, para os sistemas Norte e Sul.Nota-se, também, na figura 5 que as LFs iden-


os sistemasde lagoas

combinadosdos sistemasNorte e Sulapresentam

bomdesempenho

43

tificaram dois pontos Outliers para cada siste-ma: 127 e 133 mg/l para o sistema Sul e 133 e147 para o Norte. O sistema Norte tambémapresentou um ponto Extremo (193 mg/l). Damesma forma, esse ponto deveria ser analisa-do com maior cuidado.

Os sistemas de lagoas combinados dos sis-temas Norte e Sul apresentam um bom desem-penho, obtendo-se resultados de remoção totalde aproximadamente 89 e 93% de DBO; 83 e90% de DQO; 67 e 74% de ST; de 99,98% e99,99% de CT-24h, respectivamente, para umtempo de detenção de 15,5 dias para o sistemaNorte e 19,9 dias para o Sul. As figuras 6 e 7mostram as eficiências de remoção da DBO eda DQO das lagoas anaeróbias, facultativas edo total dos sistemas Norte e Sul.

FIGURA 6 - REMOÇÃO DA DBO DAS LAGOASANAERÓBIAS, DAS FACULTATIVAS E DO TOTAL

DOS SISTEMAS, NORTE E SUL

FIGURA 7 - REMOÇÃO DA DQO DAS LAGOASANAERÓBIAS, DAS FACULTATIVAS E DO TOTAL

DOS SISTEMAS, NORTE E SUL

As figuras 6 e 7 mostram que os sistemasNorte e Sul não apresentam diferença significa-tiva (p > 0,05) quanto à eficiência de remoçãoda poluição carbonácea (DBO e DQO) nas la-goas anaeróbias. Além disso, a remoção dessesparâmetros é feita principalmente nessas lago-as, por volta de 80%, sendo completada na la-goa facultativa, razão pela qual, a taxa de remo-ção da matéria orgânica é tanto mais acentuadaquanto maior for a concentração da DBO eDQO do meio. Ademais, a matéria orgânica re-manescente torna-se mais resistente àbiodegradação ao longo da série de lagoas.

Para os Coliformes Totais, as figuras 8 e 9mostram os resultados das concentrações deCT-24h e CT-48h em termos de “unidade log”dos dois sistemas: Norte e Sul.

FIGURA 8 - CONCENTRAÇÕES DO AFLUENTE-EFLUENTE DO LOG DO NÚMERO DE CT-24H

DAS LAGOAS LA E LF, NORTE E SUL

FIGURA 9 - CONCENTRAÇÕES DO AFLUENTE-EFLUENTE DO LOG DO NÚMERO DE CT-48H

DAS LAGOAS LA E LF, NORTE E SUL


as lagoasanaeróbiasremoveram

cerca de trêsunidades log; as facultativasremoveram nomáximo umaunidade log

44

Observa-se pelas figuras 8 e 9 que a efici-ência de remoção de (CT-24h e CT-48h), tantono sistema Norte quanto no Sul, ocorre com maisintensidade nas lagoas anaeróbias do que nas la-goas facultativas. As lagoas anaeróbias remove-ram cerca de três unidades log, enquanto que asfacultativas removeram no máximo uma unidadelog, ou seja, estão ineficientes nesse parâmetro.Por um lado, isto contraria uma grande parte dospesquisadores da área, pois os mecanismos deremoção de coliformes totais são complexos, maseles dependem do alto pH, (PEARSON et al,1987) da penetração da luz (MOELLER eCALKINS, 1980) e da alta concentração de oxi-gênio (CURTIS et al 1992). Esses, em geral, sãocaracterísticas das lagoas facultativas secundá-rias e, de uma forma otimizada, das lagoas dematuração. VON SPERLING (1996) ressalta aexistência de diversos fatores que contribuem paraa mortandade de coliformes, como temperatura,insolação, pH, escassez de alimento, organismospredadores, competição e compostos tóxicos, eestes mecanismos se tornam mais efetivos emlagoas com menores profundidades.

Por outro lado, os resultados obtidos nos sis-temas de tratamento dos sistemas Norte e Sul es-tão de acordo com os encontrados por MEDRI(1997) que, em pesquisas desenvolvidas em siste-mas de lagoas, tratando dejetos suínos, sendo duasanaeróbias, uma facultativa e uma de aguapés, emescala real, em série, observou remoção mais ele-vada de coliformes fecais nas lagoas anaeróbiasdo que na lagoa facultativa. Também estão emconformidade com MILLS et al (1992) que, empesquisas desenvolvidas em sete lagoas, em esca-la real, no Kenya, sob diferentes tipos e disposi-ções, tais como: anaeróbias, facultativas primárias,facultativas secundárias e de maturação, encon-traram baixas taxas de remoção de coliformesfecais (CF), principalmente para as lagoas dematuração em todos os sistemas amostrados.

Os valores de kb mais altos para as lagoasprimárias do que para as lagoas de maturaçãotambém têm sido observados em outros sistemas(ORAGUI et al, 1987), e provavelmente se deveà grande porcentagem de remoção através dasedimentação dos sólidos. MILLS et al (1992)argumentam que os baixos valores de kb na sériede lagoas poderiam ser explicados pelos baixos

valores nas lagoas anaeróbias e facultativas pri-márias, visto que as taxas de remoção das lagoasde maturação são normalmente mais elevadas.Contrariamente, portanto, verificaram que as ta-xas de remoção mais altas foram das lagoas pri-márias, com as lagoas de maturação mostrandobaixas remoções, e concluíram que isto ocorredevido a dois fatores fundamentais: uma grandeporcentagem da população de CF afluente sendoremovida por sedimentação dos sólidos na pri-meira lagoa; e/ou os CF remanescente nas lago-as de maturação sendo, de fato, os sobreviventesmais resistentes da população original.

Outro fator relevante é o tempo de deten-ção hidráulica das lagoas anaeróbias, em médiade 9,2 dias para o sistema Norte e de 8,8 diaspara o sistema Sul. Esses valores são tidos comoalto para esses tipos de lagoas. VONSPERLING (1996) comenta que o tempo dedetenção hidráulica para projeto de lagoasanaeróbias situa-se entre 3 e 6 dias. As lagoasfacultativas funcionam com um tempo de de-tenção, em torno de 6,4 e 11,2 dias, respectiva-mente para os sistemas Norte e Sul.

Os sistemas de esgoto doméstico do Samaeapresentam um desempenho regular, obtendo-se efluentes finais com NMP de CT-48h cercade 4,1x107/100ml e 1,0x107/100ml, respectiva-mente, com reduções de 99,9% para os siste-mas Norte e Sul. Estes valores encontram-seacima das condições exigidas pelo InstitutoAmbiental do Paraná (IAP), para lançamentonos corpos receptores de classe 2.

Conclusões

Em sistemas de lagoas em série (anaeróbiae facultativa), a eficiência de remoção da polui-ção carbonácea (DBO e DQO) é feita princi-palmente nas lagoas anaeróbias, sendo comple-tada na lagoa facultativa, razão pela qual a ma-téria mais facilmente biodegradável ocorre naslagoas antecedentes.

A lagoa facultativa apresentou um baixodesempenho quanto à remoção da poluiçãocarbonácea, porém, a finalidade principal destalagoa é a mortandade de coliformes fecais. Noentanto, ressalta-se que esse objetivo esteve


as lagoasanaeróbiasremoveram

cerca de 85%de DBO5 comum tempo de

detençãohidráulica em

torno de10 dias

45

aquém do esperado, já que esta lagoa apresen-tou um baixo rendimento na remoção desteparâmetro para os sistemas Norte e Sul.

As lagoas anaeróbias removeram cerca de85% de DBO5 com um tempo de detenção hi-dráulica em torno de 10 dias. A remoção desteparâmetro no total dos sistemas de lagoas foi de90%. Com essa remoção, o valor do efluenteencontra-se dentro do recomendado pela legisla-ção do Instituto do Ambiental do Paraná que é de60mg/l, porém para os coliformes deve-se fazeruma terceira etapa, seja com lagoas de maturaçãoou com outro processo de desinfecção.

Para uma eficiência de remoção apenas damatéria orgânica de 85% a 90%, a construção delagoa facultativa pode ser descartada, pois suainclusão apenas serve para onerar o processo.

Apesar da boa eficiência de remoção decoliformes totais de cada sistema de lagoas, emtorno de 99,9% para ambos os sistemas, o efluentefinal se encontra acima do permitido pela legisla-ção do Instituto do Ambiental do Paraná.

Referências

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VON SPERLING, M. Lagoas de estabiliza-ção: princípios do tratamento biológico de águasresiduárias. DESA-UFMG, 1996, 134 p.

Autores

Waldir Medri,graduado em Matemática, especialista em

Estatística, doutor em Engenharia de Produ-ção, professor associado do Departamento de

Estatística e Matemática Aplicada da UEL.Rejane Helena Ribeiro da Costa,

engenheira civil, mestre em Hidráulica eSaneamento, doutor pelo INSA-Toulouse,

França, professora titular do Departamento deEngenharia Sanitária e Ambiental da Universi-

dade Federal de Santa Catarina (UFSC).Vandir Medri,

graduado em Matemática, especialista emEstatística, mestre em Matemática, doutor emEngenharia de Produção, professor associadodo Departamento de Estatística e Matemática

Aplicada da UEL.


avaliou-se amelhoria daqualidade doefluente dalagoa de

polimentoatravés do

sombreamentoda lagoa, com

lentilhas d’água

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Comportamento de lagoa depolimento na Região Metropolitanade Curitiba e possibilidade de usode lentilhas d’água para melhoria daqualidade do efluente

Luis César BaréaPedro Alem Sobrinho

Resumo

O pós-tratamento de reatores Uasb,efetuados por lagoas de polimento, apresentamefluentes com grande quantidade de matériaalgal, o qual pode se decompor gerando DBOe liberar nutrientes no corpo receptor. A pas-sagem destes efluentes em uma região cober-ta com lentilhas d’água, permite a remoção dealgas devido à ausência de luz. Este trabalhoavaliou uma lagoa de polimento tratando esgo-to sanitário, na Região Metropolitana deCuritiba, operando em escala real (fase 1 e 2)e após algumas adequações, operando comsombreamento parcial na parte final da lagoaatravés de lentilhas d’água (fase 3). O objetivoprincipal do trabalho foi conhecer e avaliar amelhoria da qualidade do efluente da lagoa depolimento através deste sombreamento. Omonitoramento das fases 1 e 2 da pesquisa foiefetuado em 2003 e 2004 com 19 e 33 coletasde amostras respectivamente. Os resultadosobtidos na fase 1 e 2 para as concentrações deDBO, DQO e SST no efluente da lagoa forampara a fase 1 de 52 mg/L, 127 mg/L e 69 mg/L,para a fase 2 foram de 53 mg/L, 147 mg/L e 29mg/L respectivamente. O monitoramento dafase 3 da pesquisa foi efetuado em fevereiro emarço de 2005 com 16 coletas de amostras.As concentrações de DBO, DQO e SST no

efluente da lagoa foram de 70 mg/L, 180 mg/Le 57 mg/L respectivamente. Os resultados dafase 3 apresentam uma diminuição da remo-ção de DBO, DQO e SST que foram causa-dos pela não-adaptação das lentilhas d’água aoambiente da lagoa. A excessiva carga orgâni-ca aplicada, despejos industriais e o vento fo-ram as principais causas para o não-crescimen-to e a mortandade das lentilhas d’água. Por-tanto, nestas condições operacionais, não hápossibilidade de se sombrear a lagoa com aslentilhas d’água. O coeficiente de remoção deDBO (K) e o coeficiente de decaimentobacteriano (K b) foram calculados para a fase2 do trabalho e obteve-se para 20ºC K= 0,1816dia-1 e Kb= 0,7167dias -1. Determinou-se tam-bém na fase 1 e 2 do experimento a taxa má-xima aplicada à lagoa de polimento da Re-gião Metropolitana de Curitiba e obteve-seëL = 160KgDBO/ha.dia.

Palavras-chave - anaeróbio (Uasb), lagoasfotossintéticas, lagoas com macrófitas, pós-tra-tamento.

Abstract

Polishing lagoons can perform the post-treatment of effluent from an Upflow


Behavior of polishing lagoon in metropolitancuritiba and the possibility of using of duckweed for

improvement of effluent quality

foi avaliada alagoa de

polimento emescala real

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Anaerobic Sludge Blanket (UASB) reactor.However, they yield large amounts of algae,which can decompose, generating BOD andreleasing nutrients into the receiving body. Theflow of such effluent through a region coveredwith duckweed permits the removal of algaedue to the lack of exposure to light. This studyevaluated a polishing lagoon in MetropolitanCuritiba, in full scale operation for Phases 1and 2, and, after some improvements, when thislagoon operated under partial shade (the endportion of the lagoon being covered withduckweed) during Phase 3. The main goal ofthis study was to know and to evaluate theimprovement of the final effluent of a polishinglagoon shaded with duckweed. Phases 1 and 2of the research were performed in 2003 and2004, with 19 and 33 collections of samples,respectively. The average results obtained inPhases 1 and 2 for concentrations of total BOD,total COD and TSS in the effluent of the lagoonwere: a) – in Phase 1, 52 mg/L BOD, 127 mg/L COD and 60 mg/L TSS; b) – in Phase 2, 53mg/L BOD, 147 mg/L COD and 29 mg/L TSS.The monitoring of Phase 3 was done inFebruary-March 2005, with 16 collections ofsamples. The concentrations in the effluent oflagoon were 70 mg/L BOD, 180mg/L COD and57 mg/L TSS. The results of Phase 3 show adecrease in efficiency of removal of BOD,COD and TSS, caused by the duckweed’sfailure to adapt to the lagoon environment, ascaused by adverse conditions. Excessiveorganic load, strong toxic industrial waste, andstrong winds led to non-reproduction andmortality of the duckweed. Under suchabnormal operating conditions, it was notpossible to provide proper shading of the lagoonwith the duckweed. The coefficient (K) for theremoval of BOD and the coefficient (K b) forbacterial decay were computed for Phase 2 ofthe research, with results as follows: for 20ºC,K = 0.1816/day and K b = 0.7167/day. It wasalso determined in Phases 1 and 2 of theexperiment that the maximum applied rate forthe polishing lagoon of Curitiba MetropolitanRegion ë L = 160 kg BOD/ha/day.

Key words: Anaerobic (UASB), photosynthetic

lagoons, lagoons with macrophages, post-treatment

Introdução

Lagoas de polimento que efetuam o pós-tratamento de reatores anaeróbios tipo Uasb(Upflow Anaerobic Sludge Blanket), apresen-tam no efluente grande quantidade de sólidosem suspensão e DBO em determinados perío-dos. Para diminuir esta variação na qualidadedo efluente da lagoa, pode-se submeter esteefluente a uma região sombreada, com ausên-cia de luz, desta maneira espera-se uma remo-ção de algas.

O presente trabalho avaliou uma lagoa depolimento em escala real (fase 1 e 2) e, apósalgumas adequações, a lagoa de polimento ope-rando com um sombreamento parcial (fase 3)através de lentilhas d’água.

Um dos objetivos deste trabalho foi conhe-cer a tecnologia das lentilhas d’água, tentaraplicá-la e aprimorá-la da melhor forma possí-vel para a melhoria da qualidade do efluente delagoas facultativas já existentes e em operação,de modo a se atingir os valores de DBO ≤ 60mg/L e DQO ≤ 150 mg/L.

Outro objetivo foi a determinação da má-xima taxa de aplicação de DBO por unidade deárea superficial da lagoa recebendo efluente dereator anaeróbio tipo “Uasb” de modo a se ga-rantir que a lagoa opere como fotossintética.

Revisão Bibliográfica

Lagoas de estabilização

“O termo lagoas de estabilização de esgo-tos em sua forma simples, é aplicado para umcorpo de água, artificial ou natural, utilizado parareter despejos (domésticos, industriais ou agrí-cola), até transformá-lo em produtos estáveis einofensivos para posterior descarga em um cor-po receptor ou disposição no solo.”(ARCEIVALA, S. J.,1981).

Esta estabilização é obtida por vários pro-cessos físicos, químicos e biológicos, os quais dão


o oxigênio ficadisponível para

que asbactériasaeróbias

continuem coma oxidação da

matériaorgânica

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como resultado produtos finais mais estáveis.

Tipos de lagoas de estabilização

Lagoas de Estabilização Facultativas“São lagoas que operam em condições nem

totalmente aeróbias e nem totalmenteanaeróbias. Este tipo de lagoa geralmente temprofundidade variando de 1 a 2 metros e favo-rece o crescimento de algas e também dosmicroorganismos aeróbios, anaeróbios e facul-tativos” (ARCEIVALA, S. J.,1981). Nestas la-goas ocorre a conversão da matéria orgânicaem dióxido de carbono, amônia e fosfato atra-vés dos processos de oxidação em conjunto comas bactérias. A existência de nutrientes(NH 4

+,HCO3- e PO 4

3-) proporciona um ambiente fa-vorável para que se desenvolvam as populaçõesde algas e através da fotossíntese gerem umagrande quantidade de oxigênio dissolvido. Esteoxigênio fica disponível para que as bactériasaeróbias continuem com a oxidação da matériaorgânica (MENDONÇA, S. R. 2000). A figura 1apresenta o esquema de funcionamento de umalagoa facultativa. Em condições operacionais,normais as lagoas facultativas são predominan-temente aeróbias durante a luz do dia, como tam-

FIGURA 1 - ESQUEMA DE FUNCIONAMENTO DE UMA LAGOA FACULTATIVA (MENDONÇA, S.R., 2000)

bém em algumas horas da noite. A grande maio-ria das lagoas de estabilização do mundo é dotipo facultativas.

Lagoas de PolimentoSão lagoas que recebem o efluente de rea-

tores anaeróbios de manto de lodo e fluxo as-cendente, nestas condições as concentrações domaterial orgânico e dos sólidos em suspensãosão drasticamente reduzidas, de modo que a re-moção destes dois constituintes, em sistema delagoas, será muito mais fácil e, por esta razão,pode ser efetivada com um tempo de detençãohidráulico muito mais reduzido. Dependendo dafinalidade que se deseja para o efluente, a pro-fundidade da lagoa poderá variar de 0,6 a 3,0metros e o tempo de detenção poderá variar de1 (um) dia até 30 (trinta) dias (PROSAB, 2001).

Algas no efluente das lagoas facultativas

As lagoas facultativas, em operação nor-mal, descarregam muitas algas no corpo recep-tor, causando uma elevação nos parâmetros deDBO, DQO e Sólidos em Suspensão.

Esta condição faz com que muitas entida-des e órgãos ambientais brasileiros não distin-


caso asalgas sejamconsumidas

pelozooplâncton,estas entrarão

na cadeiaalimentar

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gam a DBO 5 solúvel da DBO 5 particulada quena verdade seria a matéria algal morta e exer-cendo demanda de oxigênio no corpo receptor.A nossa legislação não faz distinção entre asvárias formas de DBO, considerando como pa-drão de lançamento os valores de DBO total .

A Comunidade Européia estabeleceu em1991 os seguintes Padrões para efluentes de la-goas de estabilização (ASANO, 1998):

DBO5 solúvel ≤≤≤≤≤ 25 mg/lSST ≤≤≤≤≤ 150 mg/l

Esta controvérsia existe porque não sesabe com exatidão o que ocorrerá com o lan-çamento de algas no corpo receptor. Tem-seduas situações: a sobrevivência e multiplica-ção ou morte destes organismos. O resultadodependerá das condições que o corpo recep-tor oferece para o desenvolvimento das espé-cies de algas envolvidas.

Caso ocorra a morte das algas no corporeceptor, esta matéria orgânica exercerá umademanda de oxigênio de 1,4 g O2 por grama dematerial algal (ARCEIVALA, S.J., 1981).

Caso as algas sejam consumidas pelozooplâncton, estas entrarão na cadeia alimentar,podendo neste caso ocorrer um resultado ade-quado para a aqüicultura.

Caso ocorra a multiplicação das algas nocorpo receptor, o resultado será bastante bené-fico para este meio, uma vez que a produção deoxigênio pelas algas, é aproximadamente 15 ve-zes maior que o consumido durante um dia(ARCEIVALA, S. J., 1981).

Em função destas observações dos lança-mentos de efluentes das lagoas, propõe-se quea DBO5 total não seja utilizada como parâmetrode eficiência de lagoa de estabilização, e sim aDBO5 filtrada que seria um parâmetro mais ade-quado para esta finalidade.

Dimensionamento de Lagoas de Estabilização

Lagoas facultativas

Para o presente trabalho será utilizado omodelo empírico e o modelo de fluxo disperso.

Passos para o dimensionamento da lagoa

fotossintética (YÁNEZ,1993):1. Determinação das condições limitespara que a lagoa funcione comofacultativa(lL)= carga orgânica superficial emkg DBO/ha.diaλ

L = 357,4 * 1,085(Tw - 20) (1)Tw = Temperatura média mensal mínima daágua em º C

2. Determinação do fator de dispersão (d)d = (L/B)/ ( - 0,26118 + 0,25392(L/B) +1,01368(L/B)2) (2)d = fator de dispersão adimensional;L = Comprimento da lagoa em metros;B = Largura da lagoa em metros;Para L/B = 1 (lagoa quadrada) d = 1Para L/B = 2 (lagoa retangular) d = 0,5Para L/B = 4 (lagoa retangular) d = 0,25Ref.: Yánez (1993)

3. Determinação da eficiência de remoçãode DBO 5

Para 20 º C K = 0,17 dia -1

K = 0,17 * 1,035(Tw - 20) (3)K = Coeficiente de velocidade de remoção deDBO5 , dia -1;Tw = Temperatura da água º C;S/So = (4ae(1/2d))/((1 + a)2 e a/2d -(1 - a)2 e -a/2d) (4)a = (1 + 4ktd)1/2 (adimensional) (5)

4. Cálculo da eficiência de remoção deColiformes FecaisPode-se adotar a mesma metodologia sócalculando o fator KbKb = 0,84 * 1,07 (Tw -20) (6)Kb = Coeficiente de velocidade de remoçãode coliformes fecais, dia -1;N/No = (4ae (1/2d))/((1 + a) 2 e a/2d -(1 - a) 2 e -a/2d) (7)

Observa-se que para as lagoas secundári-as as taxas superficiais deverão ser diminuídasde 20%.

Para as lagoas de maturação é utilizada amesma metodologia, tendo em mente que a maiorpreocupação é a redução bacteriológica. Nes-sas lagoas, normalmente se trabalha com me-nor profundidade, com cerca de 0,8 a 1,2 m.


as lentilhasd’água são

muito sensíveisàs correntes

de águas

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Sistema de tratamento com a utilização dasLentilhas d’água ou duckweeds

Características Gerais das Lentilhas d’água

Lentilhas d’água ou duckweeds são pe-quenas plantas flutuantes que crescem na su-perfície de águas contaminadas e paradas, oucom pouca movimentação, e ricas em nutri-entes. A planta pertence à família Lemnaceae,consistindo de 4 gêneros (lemna, Spirodela,wolffia, e wolffiella) com pelo menos 37 es-pécies identificadas. A faixa de tamanho daslentilhas d’água vai desde a submicroscópicawolffiella até 20 mm para a Spirodela. A lemnae Spirodela têm uma curta raiz, usualmentemenor que 12 mm de comprimento. Cada plan-ta é capaz de se reproduzir ao menos 10 a 20vezes durante o ciclo de vida. O crescimentoda lemna em efluente de esgoto dobra a cada4 dias, na temperatura de 27ºC. O seu cresci-mento é 30 % mais rápido do que o dosaguapés (GIJZEN, 1997).

As lentilhas d’água ou duckweeds são en-contradas por quase todo o mundo, desde re-giões temperadas frias a regiões tropicais. Com-paradas com outras plantas as lentilhas d’águatêm um baixíssimo conteúdo de fibras (aproxi-madamente 5%), por isto que a planta não re-quer estrutura para sustentar as suas folhas ecaule. Além disso o seu tecido é quase todofotossinteticamente ativo. A alta atividade me-tabólica específica é refletida na altíssima taxade produção da lentilha d’água.

As taxas de produção de proteínas porhectare das lentilhas d’água são aproximadamen-te 10 vezes maiores do que as da soja. A produ-ção de lentilhas d’água molhada vai de 550 a1200 kg/ha.dia.

A combinação do tratamento de esgotocom a produção de ração para peixes ou ani-mais parece ser a melhor aplicação para o pro-duto, já que trará uma receita adicional ao pro-jeto de tratamento, conforme demonstram tra-balhos efetuados em um hospital mais escolafeminina em KHC Mirzapur/India (GIJZEN,1999).

A temperatura mínima que permite a utili-zação das lentilhas no tratamento de esgoto é

de 7º C (REED et al, 1988). Dependendo dasespécies as taxas ótimas de crescimento estãoentre 25º C a 31º C, o que limita a sua aplicaçãoefetiva a climas tropicais. Experiências emBangladesh revelaram um significante decrés-cimo de produtividade para temperaturas abai-xo de 17 º C e acima de 35 º C (PRISM, 1990).

As lentilhas d’água são muito sensíveis àscorrentes de águas. Em corpos de água sem aproteção de plantas maiores as lentilhas d’águapodem suportar velocidades de até 0,1 m/s(DUFFIELD e EDWARDS, 1981).

As lentilhas d’água são muito sensíveisao vento e portanto não são adequadas pararegiões onde ocorre este fenômeno. Caso issoocorra, as plantas serão empurradas para osdiques da lagoa onde poderão morrer. Caso nãohaja redistribuição das plantas na lagoa, quan-do são sopradas pelo vento para as margens,haverá um decréscimo na eficiência de trata-mento devido à incompleta cobertura da super-fície da lagoa. A completa cobertura da lagoadeverá ser mantida para suprimir o crescimen-to de algas e a competição pelos nutrientes.Além disto evitará a formação de odores e pro-criação de mosquitos.

As áreas exigidas para tratamento de es-goto através das lagoas com lentilha d’água sãoestimadas em 2 a 3 m2 por habitante, nas quaisnão estão incluídas as áreas para o tratamentoprimário.

Princípios de funcionamento das lagoascobertas com lentilhas d’água

A utilização de lagoas de estabilização paratratamento de esgoto em países em desenvolvi-mento e clima temperado a quente como o Bra-sil se apresenta como alternativa muito atraen-te, pois alia o baixo custo de operação e manu-tenção ao baixo investimento inicial. Esta mo-dalidade, aliada aos reatores anaeróbios, traz umagrande vantagem, diminuindo a área da lagoade 30 a 40% da área inicial. Por outro lado, estasolução pode não alcançar as condições ideaisde efluentes secundários em termos de SST eDBO por causa do crescimento de algas nalagoa (VON SPERLING, 1996).

A eliminação das algas poderá melhorar


o nitrogênioorgânico é

decomposto porbactérias

anóxicas emamônia e

ortofosfato

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bastante a qualidade dos efluentes das lagoasfacultativas. Esta melhoria poderá ser efetuadacom a passagem destes efluentes através delagoas com reduzida iluminação, com osombreamento obtido por macrófitas (lentilhasd’água).

As lagoas cobertas com lentilhas d’águasão capazes de depurar os esgotos com a cola-boração de bactérias anaeróbias e bactériasaeróbias. Estas lagoas apresentam três zonas(SMITH, 2001):

a) - Zona aeróbia - 10 cm abaixo das lenti-lhas d’água (SKILLICORN et al.,1992), nestaregião a matéria orgânica é oxidada por bactéri-as aeróbias que utilizam o oxigênio atmosféricoque foi transferido através das raízes das lenti-lhas d’água para a massa líquida;

b) - Zona anóxica - Fica compreendida en-tre zona aeróbia e a zona anaeróbia. É nestaregião onde ocorre a nitrificação e desni-trificação. O nitrogênio orgânico é decompostopor bactérias anóxicas em amônia e ortofosfato,que são os produtos intermediários utilizadospelas Lentilhas d’água (METCALF e EDDY,1991).

c) - Zona anaeróbia - É a região do fundoda lagoa onde a matéria orgânica que sedimentaé decomposta por bactérias anaeróbias, produ-

FIGURA 2 - ESQUEMA DE FUNCIONAMENTO BIOLÓGICO DE UMA LAGOA COBERTA COMLENTILHAS D’ÁGUA (SMITH, M. D., 2001)

zindo gases tais como dióxido de carbono (CO2),sulfeto de hidrogênio(H2S) e metano(CH4).

A seguir é apresentado esquematicamenteo processo biológico que ocorre em uma lagoafacultativa coberta com lentilhas d’água (ver fi-gura 2).

As vantagens e desvantagens das lagoascobertas com lentilhas d’água

Efetuando uma comparação com outrosprocessos de tratamento de esgoto convencio-nal, as lagoas cobertas com lentilhas d’águaapresentam as seguintes vantagens (SMITH, M.D., 2001).• Alta remoção de nutrientes;• Inibição do crescimento das algas;• Diminuição de odores e proliferação de insetos;• Redução de produtos utilizados na desinfecção;• Diminuição do investimento inicial;• Possibilidade de receitas adicionais ocasiona-da pela venda da biomassa produzida;• Há a possibilidade de utilizar o efluente da la-goa como reúso industrial e agrícola;

As desvantagens do processo são:• As lagoas cobertas com lentilhas d’água nãopodem receber cargas orgânicas elevadas sem


haverá umdecréscimo deprodução de

lentilhas d’águaquando a

temperaturaestiver abaixo

de 17ºC eacima de 35ºC

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que haja um pré-tratamento;• Apresentam baixa remoção de patogênicos;• Estas lagoas deverão ser implantadas em re-giões onde não haja muito vento;• O cultivo das lentilhas d’água provoca efeitonegativo na sua utilização em locais onde o es-goto pode conter compostos orgânicos tóxicos emetais pesados;• Custo de manutenção e operação maior do queo das lagoas facultativas;• As áreas ocupadas maiores do que as ocupa-das por sistemas convencionais de tratamento elevemente menores do que as lagoas facultati-vas tradicionais;

Parâmetros de projeto

Os principais parâmetros de projeto paratratamento de esgoto com lagoas cobertas comas lentilhas d’água são o tempo de detenção hi-dráulico, a profundidade e as taxas orgânicasaplicadas superficiais. A seguir são descritosestes fatores.

O tempo de detenção hidráulica depen-de da taxa aplicada e da profundidade da lagoa.Há muitos casos em que a taxa de carga orgâ-nica aplicada é o fator de controle. Normal-mente tempos de detenção hidráulica de 10 a 20dias são aceitáveis para reduzir a DBO em ní-veis de concentração de 30 a 20 mg/l (SMITHet al.,2001) e de 20 a 30 dias são aceitáveis parareduzir a DBO para níveis de concentração ≤30 mg/l (METCALF e EDDY, 1991).

A profundidade controla diretamente amistura vertical na lagoa. Para que o esgotoseja tratado há necessidade de que este entreem contato com as raízes da planta, que é olugar onde as bactérias que acompanham o tra-tamento estão localizadas. Não há uma pro-fundidade que produza uma alta performancede tratamento, mas lagoas rasas produzirãouma melhor mistura vertical, porém, resulta emuma maior área. As profundidades típicas es-tão compreendidas entre 0,6 a 1,5 m. Nestaprofundidade é mais adequada à minimizaçãodos gradientes de temperatura (SMITH et al.,2001). Os valores típicos de profundidade se-gundo METCALF e EDDY, (1991) estão com-

preendidos entre 1,2 m. a 1,8 m.Para que as lagoas cobertas com lenti-

lhas d’água operem bem é necessário que ofluxo se aproxime do fluxo pistão e que a velo-cidade horizontal esteja em torno de 0,1 m/sque é a mais apropriada para prevenir distúrbi-os nas plantas (EDWARD, 1992). Conformejá mencionado anteriormente, a relação entrecomprimento e largura deverá ser maior que10:1(HAMMER, D. A.,1990).

A taxa de aplicação superficial para la-goas facultativas não deve exceder 22,4 a 33,6kg DBO/ha.dia, para se obter efluente com qua-lidade de 30mg/L para a DBO segundoMETCALF e EDDY (1991). Para GIJZEN eKHONDKER (1997) estes valores não devemexceder a 100 e 160 kgDBO/ha.d, para se ob-ter um efluente com a mesma qualidade.SMITH et al. (2001) trabalharam com cargaorgânica volumétrica de DBO devido aos pos-síveis processos anaeróbios que ocorrem em-baixo das lentilhas d’água. Segundo experimen-tos de MANDI (1994), as lentilhas d’água to-leram o máximo de concentração de DQO aflu-ente de 300 a 500 mg/l . SKILICORN etal.(1992) relatou que deve ser mantida umaconcentração máxima de DBO na entrada dalagoa de 80mg/L.

Com relação à temperatura pode-se afir-mar que haverá um decréscimo de produção delentilhas d’água quando a temperatura estiverabaixo de 17ºC e acima de 35ºC (PRISM, 1990).

A produção de lentilhas d’água é variávelsegundo a estação do ano. Quando a estaçãodo ano é seca a produção está na faixa de 550 a650 kg de biomassa úmida/ha.dia, nas estaçõesúmidas tem-se a produção de 1000 a 1200 kg debiomassa úmida/ha.dia, (ALAERTS et al ,1996).


A metodologia utilizada para a avaliaçãode uma lagoa de polimento coberta parcialmen-te com lentilhas d’água e operando como pós-tratamento de um reator Uasb consistiu na com-paração dos resultados do monitoramento deuma lagoa em escala real operando sem asmacrófitas e após algumas obras de adaptação,


em função dasrajadas devento, a

permanênciadas lentilhas

d’água na lagoanão foi possível

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operando com as mesmas. Este monitoramentofoi composto por análises físico-químicas e bac-teriológicas as quais disponibilizaram dados quepossibilitaram a avaliação.

Além desta avaliação, com os resultadosdo monitoramento, pode-se obter o coeficientede remoção de DBO (K), coeficiente dedecaimento bacteriano (Kb) e a taxa máxima deaplicação superficial (ëL) para a lagoa de poli-mento.

O trabalho de pesquisa foi desenvolvido naEstação de Tratamento de Esgoto Menino Deus(ver figura 3), que trata os esgotos coletadosnas cidades de Quatro Barras e Campina Gran-de do Sul - PR.

A ETE é composta das seguintes unidadesde tratamento:• Grade Manual (espaçamento = 20 mm, B =0,9 m.);• Desarenador /Calha Parshall (W = 9”);• Lagoa de Polimento (L = 406,75 m., B = 56,68m., H = 2,0 m.);• Reator Anaeróbio Uasb (Volume = 2000 m3);• Leitos de secagem (A= 706 m 2);

Elementos básicos de dimensionamento:• População atendida : 24.719 habitantes;• Vazão média/máxima : 50/78,3 l/s.

FIGURA 3 – CROQUIS DO SISTEMA DE TRATAMENTO DE ESGOTO DA ETE MENINO DEUS

Procedimentos de coleta das amostras eanálise dos parâmetros

A primeira fase da pesquisa teve inícioem 6 de junho de 2003, e se estendeu até 6 dejaneiro de 2004, totalizando 19 coletas de amos-tras. Nesta fase não foi possível a permanên-cia das lentilhas d’água na lagoa devido às ra-jadas de vento. As amostras foram coletadasno horário comercial e proporcional à vazão,uma vez por semana, e nos horários de 8h30,10h, 11h30, 13h, 14h30 e 16h.

Os pontos coletados foram o esgoto brutologo após a grade manual, a entrada da lagoa ea saída da lagoa. Os parâmetros que foram de-terminados em campo para as 3 fases foram atemperatura, pH e OD. Os parâmetros deter-minados em laboratório foram a DBO 5, DBO5

filtrada, DQO, DQO filtrada, SST, SSV, Ntotal,Coliformes totais, Coliformes fecais, alcalinidadee surfactantes. A Clorofila “A” foi analisadaquinzenalmente. Nesta fase a lagoa operou semas lentilhas d’água.

As amostras foram analisadas no labora-tório de análise físico-químicas e bacteriológi-cas da Sanepar. Os procedimentos das análisesrealizadas nesses laboratórios, seguiram o esta-belecido pelo Standard Methods for Examination


para seguraras macrófitasna lagoa foramimplantadas

cortinasdefletoras em

alumínio

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Of Water and Wastewater – (AWWA/APHA/WEF,1998, 20.ª ed.).

A segunda fase da pesquisa teve início em18 de maio de 2004 e se estendeu até o começodo mês de dezembro, totalizando 33 coletas deamostras. Nesta fase, a coleta das amostras foicomposta durante 24 horas. Para o esgoto bruto(ponto de coleta 1 = PC1) foi feita coleta com-posta proporcional à vazão de entrada do efluentedo Uasb ( PC2) e do efluente da lagoa de poli-mento (PC3), a coleta foi feita a cada hora du-rante 24 horas e com alíquota constante. Ospontos coletados foram o esgoto bruto após agrade, a saída do Uasb e a saída da lagoa. Osparâmetros analisados foram os mesmos já des-critos para a fase 1.

A terceira fase da pesquisa teve início em3 de fevereiro de 2005 e se estendeu até o co-meço do mês de abril, totalizando 16 coletas deamostras. Nesta fase do experimento a coletadas amostras também foi composta durante 24horas. Para o esgoto bruto (ponto de coleta 1 =PC1), foi feita coleta composta proporcional àvazão de entrada, do efluente do Uasb (pontode coleta 2 = PC2) e do efluente da lagoa depolimento (ponto de coleta 3 = PC3), a coletafoi feita a cada hora durante 24 horas e comalíquota constante. Os pontos coletados foramo esgoto bruto após a grade, a saída do Uasb e asaída da lagoa. Os parâmetros analisados fo-ram os mesmos já descritos anteriormente paraas fases 1 e 2.

Alterações do Projeto Ocorridas no Período

Alterações Construtivas

• Implantação de canteiros na superfícieda lagoa, com a finalidade de manter asmacrófitas na parte central da lagoa. Os cantei-ros foram delimitados por flutuantes, fabricadosem poliuretano tipo “spaghetti”, os quais foramamarrados por cordas em mourões de concretoque estão instalados nas bordas da lagoa;

• Implantação de cercas de proteção nostaludes, com a finalidade de atenuar a ação dosventos na superfície da lagoa. Estas cercas fo-ram executadas em lonas plásticas e os mourõesque servem de sustentação foram de eucalipto;

• Implantação de cortinas defletoras em alu-mínio nos vertedores de saída, com a finalidadede segurar as macrófitas na lagoa;

• Implantação de muro de contenção paramanutenção das lentilhas d’água na parte finalda lagoa;

Alterações Operacionais• Vazões de infiltração na rede coletora

– o aumento de vazão em dias de chuva éconsiderável, trazendo grande transtorno naoperação;

• Despejos industriais – a partir de 2004,estes despejos foram bastante freqüentes;

• Elevatória do Cangüiri – aumentou prin-cipalmente a carga orgânica afluente à ETE;

• Secagem das lentilhas d’água no talude,devido aos ventos.

Resultados e discussão

Apresenta-se neste item os valores médi-os dos parâmetros analisados para todo o perío-do do monitoramento do sistema para as trêsfases da pesquisa. Os valores apresentados nes-tas tabelas sofreram tratamento estatístico pormeio do qual foram excluídos da média mensale da média total do período os valores que exce-deram ao intervalo médio, mais ou menos, des-vio padrão para a DQO total do afluente, con-forme AISSE et al. (2002) e como se apresentanas tabelas 1, 2 e 3, a seguir.

Avaliação dos Critérios e Parâmetros deDimensionamento

Neste item é apresentada a tabela 4, ondese observa os parâmetros de dimensionamentoda lagoa que foram obtidos em condições reaisde operação.

Na fase 1 a lagoa apresentou uma remo-ção percentual baixa em termos de DBO, DQOe SST se for comparada com os valores teóri-cos calculados pela cinética do fluxo disperso.Os parâmetros de dimensionamento foram ostradicionalmente utilizados no dimensionamentode lagoas facultativas, ou seja, taxas superfici-


o muro decontençãomantém as

lentilhas d’águana parte final

da lagoa

55

TABELA 1 - RESULTADOS MÉDIOS DO SISTEMA FASE 1

Anal.

Físico Químicas

Microbiológicas

Parâmetros

DBOT

DQOT

SST

NTK

Ptotal

C. Totais

C.Fecais

Unid.

mg/L

mg/L

mg/L

mg/L

mg/L

NMP

100mL

NMP

100mL

Afl. Uasb

(x ± σ)

288 ± 103

497 ± 109

261 ± 62

Efl. Uasb

(x ± σ)

75 ± 32

181 ± 53

127 ± 39

26 ± 13

4 ± 2

7,6E+06 ±

4,2E+06

3,3E+06 ±

3,2E+06

Efluente

LP (x ± σ)

52 ± 15

127 ± 44

69 ± 27

21 ± 11

2,7 ± 1,1

5,8E+05 ±

1,1E+06

1,5E+05 ±

2,6E+05

Máx.

81

233

124

35

3,9

4,4E+6

9,5E+5

Mín.

18

47

41

3,7

0,1

3,7E+4

1,2E+4

n

13

13

13

09

13

12

12

Valores

TABELA 2 - RESULTADOS MÉDIOS DO SISTEMA FASE 2

Anal.

Físico Químicas

Microbiológicas

Parâmetros

DBOT

DQOT

SST

NTK

Ptotal

C. Totais

C.Fecais

Unid.

mg/L

mg/L

mg/L

mg/L

mg/L

NMP

100mL

NMP

100mL

Afl. Uasb

(x ± σ)

263 ± 90

561 ± 148

158 ± 55

Efl. Uasb

(x ± σ)

112 ± 35

308 ± 99

95 ± 54

66 ± 38

5 ± 3,0

4,7E+06 ±

6,4E+07

4,9E+05 ±

2,4E+07

Efluente

LP (x ± σ)

53 ± 24

147 ± 77

29 ± 24

55 ± 53

4 ± 2

2,05E+05

± 7,5E+05

3,1E+04 ±

3,2E+05

Máx.

100

178

126

276

9,1

1,5E+08

1,6E+06

Mín.

13

24

4

15

1,3

1E+04

3

n

23

23

23

23

23

23

23

Valores

TABELA 3 - RESULTADOS MÉDIOS DO SISTEMA FASE 3 COM AS LENTILHAS D’ÁGUA

Anal.

Físico Químicas

Microbiológicas

Parâmetros

DBOT

DQOT

SST

NTK

Ptotal

C. Totais

C.Fecais

Unid.

mg/L

mg/L

mg/L

mg/L

mg/L

NMP

100mL

NMP

100mL

Afl. Uasb

(x ± σ)

227 ± 38

465 ± 84

144 ± 52

Efl. Uasb

(x ± σ)

104 ± 36

208 ± 58

100 ± 32

32,4 ± 6

9,4 ± 5

3,9E+7 ±

4,7E+7

7,6E+6 ±

8,8E+6

Efluente

LP (x ± σ)

70,3 ± 20

180 ± 64

57 ± 32

24,4 ± 5

6,2 ± 2

7,8E+6 ±

1,5E+7

1,6E+6 ±

3,8E+6

Máx.

113

308

112

32

10

5E+7

1E+7

Mín.

38

116

22

15

3,2

5,0E+05

8E+4

n

10

10

10

10

10

10

10

Valores


a lagoa só operaem condiçõesfacultativas noverão quando atemperaturaestá acima de

20ºC

56

ais de 180 kg DBO/ha.dia. Como ocorreu umaumento de taxas superficiais de mais de 100%na fase 2 e 3, a tendência é aumentar a eficiên-cia de remoção. No estudo elaborado a partirdos resultados das análises, chegou-se à con-clusão que a máxima carga aplicada nesta la-goa (sem lentilhas) é de 160 kg DBO/ha.dia.Como atualmente a carga aplicada está em tor-no de 250 kg DBO/ha.dia, a lagoa só operaráem condições facultativas no verão quando atemperatura está acima de 20ºC.

Comparando a fase 1, quando a lagoa ope-rou como polimento do efluente dos reatores, afase 2 em que houve pouca cobertura das lenti-lhas d’água (aproximadamente 600 m2 dos 4800m² previstos no projeto) e não houve o seu cres-cimento, a fase 3 onde as macrófitas cobrirampraticamente os 4.800 m² previstos no projeto.Houve uma sensível melhora na qualidade doefluente da fase 1 para a fase 2 e, posterior-mente, na fase 3 esta qualidade decaiu.

Esta melhoria na qualidade do efluente dalagoa de polimento da fase 1 para a fase 2, acre-dita-se que tenha sido em parte ocasionado pe-las obras para a contenção das lentilhas d’águana lagoa, tais como a instalação de cortinasdefletoras na saída da lagoa, impedindo a saídadestas para a elevatória. Como a saída doefluente é efetuada em uma profundidade mai-or, onde há menor quantidade de algas, a quali-dade do efluente tende a melhorar em termos

TABELA 4 – PARÂMETROS ENCONTRADOS PARA A LAGOA NAS CONDIÇÕES OPERACIONAIS

Parâmetros verificados

Q (L/s)

T (ºC)

TH (dias)

Carga org. (Kg DBO/dia)

Carga apl. (Kg DBO/ha.dia)

Área superficial (m 2)

V (m3)

Efic. de Remoção DBO5 (%)

Efic.de Remoção DQO (%)

Efic. de Remoção SST (%)

Projeto

77,48

15

6

366,5

180

20361

40722

-

-

Fase 1

42,5

19,1

10,51

279,4

121,86

22665

38798

27± 16

30± 16

42± 23

S/lent.

52,93

19,9-

8,48

621,9

238,77

22665

38798

58± 18

62± 19

60± 24

C/lent.

52,93

18,5-

8,48

566

238,77

22665

38798

53± 17

62± 22

60± 29

C/lent.

61,8

22,8

8,85

534

233,19

22898

46070

35± 16

32± 11

44± 20

Fase 1 Fase 2 Fase 3

de SST e conseqüentemente de DBO e DQO.Outro fator que pode ter contribuído, tam-

bém, foi a instalação das lonas impedindo que ovento circulasse livremente, desta maneira con-tribuindo para formar zonas quiescentes na la-goa. Além disto o aumento de carga orgânicaaplicada à lagoa aumenta também a remoção.

A colocação das lentilhas d’água na la-goa na fase 2 não contribuiu para esta melhoria,já que a área sombreada não chegou a 600 m2 eapós a sua colocação houve um gradual desa-parecimento, demonstrando nitidamente que oambiente da lagoa não era ideal para esse cres-cimento. Os fatores que contribuíram para estasituação foram a temperatura do meio líquidoque esteve em média em torno de 18º C e tam-bém a taxa aplicada à lagoa que estava acimado recomendado para a sobrevivência das lenti-lhas d’água que está na faixa de 100 kgDBO/ha.dia a 160 KgDBO/ha.dia (GIJZEN etal,1997), além dos despejos industriais.

O completo desaparecimento das lentilhasd’água ocorreu após um período de 3,5 meses.A proposta inicial da pesquisa era cobrir comlentilhas d’água uma área de 4.800 m2 totalizandoum volume de 8.688m3, ou seja volume equiva-lente a 2 dias de tempo de detenção hidráulicopara uma vazão média de 50 l/s.

Na fase 3, quando a lagoa estava com asua parte final coberta com as macrófitas, hou-ve uma sensível deterioração do efluente, com


a colheita daslentilhas d’água

é necessáriapara induzir amultiplicaçãodas mesmas

57

as remoções de DBO, DQO e SST caindo nafaixa de 30 a 40 %. Uma das causas para estedecréscimo de remoção foi a não-colheita daslentilhas d’água que estavam paralisadas emtermos de crescimento, ou seja, havia um cres-cimento e ao mesmo tempo havia uma mortan-dade. Como não havia uma colheita dessa mas-sa verde, a mortandade das plantas provocou adeterioração da qualidade do efluente. A colhei-ta das lentilhas d’água é necessária para induzira multiplicação das mesmas e a troca por plan-tas mais jovens, mas quando o ambiente da la-goa não é propício a este crescimento, não hácomo efetuar esta colheita. Caso seja efetuadahaverá uma diminuição da área coberta tenden-do a desaparecer.

Outra razão para esta deterioração doefluente foi causada pela retirada da cerca delonas, o que, por meio do vento, contribuiu paraaumentar a perturbação no tapete de lentilhasd’água e desta maneira criando áreas onde a luzsolar penetra e anula o efeito do sombreamentodas macrófitas,

Verificou-se que o período em que as len-tilhas se proliferaram intensamente foi quandohouve uma diminuição da concentração deDBO e DQO que entrou na lagoa, causada peladiluição dos esgotos devido a chuvas, a altastemperaturas da massa líquida da lagoa (20 a22ºC) e à diminuição do lançamento dos des-pejos industriais na rede coletora. Este períodofoi entre os dias 15 de dezembro a 30 de janei-ro de 2005. Após este período não houve maiscrescimento das macrófitas.

As concentrações de coliformes totais efecais no efluente da lagoa na fase 3 foram de(5,8 E 05 ± 1,1 E 06)NMP/100 mL e (1,5 E 05± 2,6 E 5) NMP/100 mL, valores estes superio-res a 1,3 unidade logs das concentrações médi-as verificadas pelo modelo de fluxo disperso etambém na fase 2 da pesquisa. Demonstrandoque o sombreamento da lagoa causa uma redu-ção na remoção bacteriológica.

Aplicação do Modelo Cinético para o regimehidráulico de “Fluxo Disperso”

Os objetivos deste item são as determi-

nações dos coeficientes de remoção de DBO(K) e decaimento bacteriano (K b), através daaplicação das equações de fluxo disperso. Comestes coeficientes, tornam-se possíveis as de-terminações das equações para K e K b que re-presentem o sistema em estudo.

Determinação do coeficiente de remoção daDemanda Bioquímica do Oxigênio (DBO) – K

Para a determinação do coeficiente Kforam simulados diversos valores aplicandoas equações de fluxo disperso, de modo quese obtivessem as mesmas remoções de DBOobtidas no monitoramento da fase 2. A equa-ção que melhor se ajustou à determinaçãodo coeficiente de remoção K para a lagoade polimento da ETE Menino Deus foi a se-guinte:

K = 0,0141 Tw – 0,1004 (8)

Para a temperatura da massa líquida de20ºC obteve-se K= 0,1816 dias-1, valor superiorao valor estabelecido na equação (3) com K =0,17 dias -1, mas dentro da faixa proposta porYÁNEZ (1993).

O gráfico 1 apresenta o coeficiente deremoção de DBO – K para o fluxo disperso ea temperatura da massa líquida. O coeficientede regressão linear entre estes parâmetros foiR2 = 0,6135. Como se pode observar, obteve-se um ajuste razoável do modelo proposto aosdados experimentais.

GRÁFICO 1 – COEFICIENTE DE REMOÇÃO DEDBO – K PARA FLUXO DISPERSO. PARA A

LAGOA DE POLIMENTO NA FASE 2


não se obteveum bom ajuste

do modeloproposto aos

dadosexperimentais

58

Determinação do coeficiente de DecaimentoBacteriano - K b

Para a determinação do coeficiente Kbforam também simulados diversos valores apli-cando as equações de fluxo disperso, de modoque se obtivessem as mesmas remoções decoliformes obtidos no monitoramento da fase 2.A equação que melhor se ajustou na determina-ção do coeficiente de decaimento bacteriano Kbpara a lagoa de polimento da ETE Menino Deusfoi a seguinte:

Kb = 0,081 . Tw – 0,9033 (9)

Para a temperatura da massa líquida de20ºC teremos Kb = 0,7167 dias-1, valor levementeinferior ao estabelecido na equação (3.16) comKb = 0,84 dias-1.

O gráfico 2 apresenta o coeficiente dedecaimento bacteriano para o fluxo disperso e atemperatura da massa líquida, o coeficiente deregressão linear entre estes parâmetros foi deR2 = 0,4933. Como se pode observar não seobteve um bom ajuste do modelo proposto aosdados experimentais.

Determinação da taxa máxima aplicada a umalagoa de polimento na Região Metropolitanade Curitiba

A determinação da máxima taxa aplica-da para que a lagoa opere fotossintética foi efe-tuada com os dados experimentais das fases 1 e2. Definiu-se através dos resultados das análi-

GRÁFICO 2 – COEFICIENTE DE DECAIMENTOBACTERIANO – Kb, PARA FLUXO DISPERSO.PARAA LAGOA DE POLIMENTO NA FASE 2

ses físico-químicas (DBO, OD e N amoniacal)e observações da cor da lagoa, a condiçãoanaeróbia e aeróbia. A partir destes dados pode-se determinar uma envoltória de pontos de taxamáxima aplicada. A equação obtida para estaenvoltória foi a seguinte:λ

L = 12.T + 11 (10)T = Temperatura média mensal mínima, (ºC);

Para o ano de 2003, a temperatura mé-dia mínima foi de 12,7ºC , segundo dados doInstituto Tecnológico Simepar, nestas condiçõesa taxa limite aplicável na lagoa deveria ser deno máximo:λ

L = 12.12,7 + 11 = 163,4 kgDBO/ha.dia

Para o ano de 2004, a temperatura mé-dia mínima foi de 12,8ºC. Nestas condições ataxa limite aplicável na lagoa deveria ser deno máximo:λ

L = 12.12,8 + 11 = 164,6 kgDBO/ha.dia

Os resultados determinados acima para astaxas máximas aplicáveis a lagoa de polimentoda ETE Menino Deus, deverão ser confirmadosatravés de outros monitoramentos, mas a equa-ção proposta (10) nos conduz a valores de taxasaplicáveis em torno de 90% dos valores anteri-ormente utilizados, ou seja, os novos projetos delagoas de polimento para a Região Metropolita-na de Curitiba deverão computar este decrésci-mo de taxas aplicadas.

No gráfico 3 é relacionada a taxa super-ficial operacional da lagoa em função da tempe-

GRÁFICO 3 – ENVOLTÓRIA DOS PONTOS DEMÁXIMA TAXAS APLICADA EM CONDIÇÕES

OPERACIONAIS AERÓBIAS PARA A LAGOA DEPOLIMENTO NA FASE 1 E 2.


constatou-seque a lagoa depolimento foi

subdimensionada

59

ratura do ar. Neste gráfico apresenta-se aenvoltória dos pontos de máxima taxa aplicadaem condições operacionais aeróbias para a la-goa de polimento.

Conclusões

Este estudo abordou o comportamento deuma lagoa de polimento operando em escala real(fases 1 e 2) e posteriormente após algumasadequações operando com um sombreamentoparcial através de lentilhas d’água (fase 3). Esteestudo permitiu concluir o seguinte:

Lagoa de Polimento (fases 1 e 2)• O regime de “Fluxo Disperso” é o mode-

lo cinético que melhor se aplica ao funcionamen-to da lagoa de polimento.

• A equação para a obtenção do coeficien-te de remoção de DBO – K para a lagoa depolimento, com coeficiente de regressão linearR2 = 0,6135 está a seguir expressa:K = 0,0141 Tw – 0,1004 (8)K 20ºC = 0,1816 dias-1

• A equação para obtenção do coeficientede decaimento bacteriano - K b para a lagoa depolimento, com coeficiente de regressão linearR2= 0,4933 está a seguir expressa:Kb = 0,081 Tw – 0,9033 (9)Kb 20ºC = 0,7167 dias-1

• A equação da envoltória de máxima taxaaplicada a uma lagoa de polimento na RegiãoMetropolitana de Curitiba está a seguir expressa:λ

L = 12 T + 11 (10)

• Através da verificação dos parâmetros ecritérios de dimensionamento, constatou-se quea lagoa de polimento foi subdimensionada. Há anecessidade de se reavaliar a alteração da taxade aplicação de 180 kg DBO/ha.dia para 160Kg DBO/ha.dia na lagoa de polimento.

Lagoa de Polimento com sombreamentoparcial (fase 3)

• A utilização de sombreamento parcial atra-vés de lentilhas d’água na lagoa na fase 3, apre-

sentou uma diminuição na remoção de DBODQO e SST que foram causados pela não-adap-tação das lentilhas d’água ao ambiente da la-goa. As taxas aplicadas excessivas, despejosindustriais, temperaturas baixas e o vento foramas principais causas para o não-crescimento emortandade das macrófitas, portanto nestas con-dições operacionais, não há possibilidade de sesombrear a lagoa com as lentilhas;

• O sombreamento obtido na lagoa de poli-mento através das macrófitas diminuiu odecaimento bacteriano, o que comprova o efei-to bactericida da radiação solar;

• A reformulação de projetos de lagoasexistentes para utilização das lentilhas d’água,conforme foi a proposta inicial de pesquisa nãoé válida, devido às taxas superficiais baixas

( λ ≤ ≤ ≤ ≤ ≤ 160 kg DBO/hadia), tempo de detençãohidráulico altos (t ≥≥≥≥≥ 20 dias) e profundidadesmenores que as usualmente utilizadas nos pro-jetos convencionais;

• A utilização de parte da lagoa para o cul-tivo das lentilhas d’água recai em uma obra dedifícil execução, já que há a necessidade de umaseparação física entre as lagoas. A utilização deuma separação física parcial flutuante, recairána dificuldade de se conter as algas para quenão invadam a área das lentilhas d’água, quan-do há ventos fortes.

• A utilização de lagoas cobertas commacrófitas só será atrativa em nosso país, quandohouver uma destinação rentável para o materialcolhido, desta maneira poderá ser equilibrado oônus com a mão-de-obra adicional e as análisescomplementares.

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Autores

Luis César Baréa,engenheiro civil, mestre em Engenharia Civilpela Escola Politécnica da USP, engenheiro

civil na Companhia de Saneamento do Paraná(Sanepar).

Pedro Alem Sobrinho,engenheiro civil, doutor pela Escola

Politécnica da USP, professor titular da áreade Saneamento da Escola Politécnica da USP.

nestascondições

operacionais,não há

possibilidadede se sombreara lagoa com as

lentilhas


Avaliação da higienização de lodo deesgoto anaeróbio através dotratamento ácido e alcalino

Ivaldete Tijolin BarrosAntonio Carlos Saraiva da CostaCleverson Vitório Andreoli

Resumo

Biossólidos resultantes de tratamento biológicodo lodo de esgoto, geralmente, contêm altas con-centrações de microorganismos patogênicos,sendo necessária sua higienização para viabilizaro aproveitamento como insumo agrícola. Diver-sas tecnologias podem ser utilizadas parahigienização, envolvendo em geral os seguintesfatores: temperatura, pH, radiação, entre outros.Este trabalho avaliou o potencial de higienizaçãodo lodo de esgoto anaeróbio através do trata-mento convencional adotado pela Sanepar, acaleação (adição de CaO/MgO em altas dosa-gens), e tratamentos alternativos empregando osácidos orgânicos acético (C2H4O3) e peracético(CH3COOOH/H2O2), na inativação dos agen-tes patogênicos. Os ácidos orgânicos foram efi-cientes na inativação dos coliformes fecais, des-truindo 99,99% dos microorganismos rapidamen-te, em menos de 30 minutos, nas dosagens 230,460 e 920 mg L -1 de ácido peracético e 11.000mg L -1 de ácido acético. Porém, na destruiçãodos ovos de helmintos a eficiência dos ácidosfoi inferior ao tratamento alcalino, chegando a88,08% com o ácido peracético na dosagem de920 mg L -1 . A caleação foi eficiente nahigienização do lodo destruindo 99,99% doscoliformes fecais e 100% ovos de helmintos. Pormeio deste tratamento o biossólido alcançou opadrão da IN-IAP de um ovo viável a cada 4gde MS, tornando-se apto para utilização cominsumo agrícola.

Palavras-chave: coliformes fecais, desinfecção,lodo de esgoto, ovos de helmintos, patógenos

Abstract

Biosolids resulting from the biological treatmentof sewer sludge generally contain highconcentrations of pathogenic microorganisms,necessitating hygienic cleaning for viability asuse as an agricultural soil amendment. Diversetechnologies can be used for hygienic cleaning,generally involving the following factors:temperature, pH, and irradiation, among others.This study evaluated the potential for hygieniccleaning of anaerobic sewer sludge through theconventional treatment adopted by SANEPAR- the addition of CaO/MgO in high dosages -and alternative treatments, using organic asceticacid (C 2H4O3) and perascetic acid(CH 3COOOH/H 2O2) to inactivate thepathogenic agents. The organic acids wereefficient in the inactivation of the fecal coliforms,destroying 99.99% of the microorganismsquickly, in less than 30 minutes, in dosages of230, 460 and 920 mg L-1 of perascetic acid and11,000 mg L -1 of ascetic acid. However, in thedestruction of helminto eggs, the efficiency ofthe acid treatments was inferior to the alkalinetreatment, yielding 88.08% with the perasceticacid in a dosage of 920 mg L-1. Calcifying wasefficient in the hygienic cleaning of sludge,destroying 99.99% of fecal coliforms and 100%

tratamentosalternativos

empregando osácidos

orgânicosacético e

peracético, nainativação dos

agentespatogênicos


Evaluation of the hygienic cleaning ofanaerobic sewer sludge via acid and

alkaline treatments

of helminto eggs. With this method of treatment,the biosolids reached the IN-IAP standard ofone viable egg per each 4g of MS, making itappropriate for use as agricultural fertilizer.

Key words: fecal coliforms, disinfection, sewersludge, helminto eggs, pathogens

Introdução

As previsões de aumento populacional,associadas à crescente concentração urbana,são fatores que promovem o agravamento daproblemática da produção de resíduos sólidosurbanos, que mesmo após sofrerem tratamento,ainda apresentam potencial poluidor e contami-nação por microorganismos patogênicos. Seumanejo inadequado pode contribuir significati-vamente para a degradação da qualidadeambiental, podendo se tornar, sem os devidoscuidados, num dos maiores poluidores do solo,da água, do ar e ainda oferecer riscos à saúdepública (FILHO, 1999).

O uso de lodos de esgoto na agricultura éde grande importância devido ao potencial comoadubo orgânico que estes representam. E areciclagem agrícola tem sido considerada a me-lhor opção de disposição final do biossólido emtodo o mundo, por contribuir para fechar o ciclodos nutrientes minerais. Porém, o alto conteúdopatogênico dos lodos é o fator mais limitante parasua utilização, pois estes podem transmitir en-fermidades graves ao serem utilizados.

No Paraná, usualmente a higienização dolodo é realizada através da estabilização alcali-na, com a utilização de cal seguida de um perío-do de estocagem/maturação em pH elevado,inviabilizando os patógenos mais resistentes aalterações ambientais. Pesquisas recentes têmproposto alternativas a este processo, por meioda utilização de ácidos. A desinfecção de lodosatravés de ácidos orgânicos apresenta vanta-gens potenciais em relação a outros desinfetan-tes, as principais são a falta de efeitos adversosno ambiente receptor e a rápida evolução parauma biodegradação inócua e fácil. Estas carac-terísticas são de grande importância para asustentabilidade do sistema agrícola produtivo,

porque minimizam o impacto ambiental da apli-cação do biossólido na reciclagem agrícola. Outroponto positivo dos ácidos orgânicos é o curtoperíodo de processamento do ácido, 10 a 30 mi-nutos, para inativação dos agentes patogênicos.

Este trabalho teve como objetivo avaliara desinfecção do lodo de esgoto pelo tratamentoalternativo com emprego dos ácidos orgânicos:acético (C 2H4O3) e peracético (CH 3COOOH/H2O2), e pelo tratamento convencional, acaleação (CaO/MgO), na destruição de ovosde helmintos e coliformes fecais, em lodo deesgoto anaeróbio proveniente de reatores tipoRalf (Reator Anaeróbio de Lodo Fluidizado).

Revisão de literatura

A constituição físico-química e biológicados lodos representa o principal obstáculo à suautilização como insumo agrícola. Do ponto devista biológico, o lodo concentra a maioria dosorganismos presentes no esgoto sanitário, po-dendo se constituir em significativa ameaça àsaúde pública. A higienização tem como princi-pal objetivo eliminar ou reduzir a densidade demicroorganismos patogênicos, constituindo-seem importante ferramenta para a ampliação doleque de opções seguras para manuseio e dis-posição no solo (GONÇALVES, 2000).

Estudos relativos à destruição de micro-organismos por ácidos orgânicos são evidênci-as suficientes para justificar o tratamento áci-do como um processo de redução de micro-organismos de lodos (BARRIOS et al., 2002).

Os ácidos orgânicos apresentam o grupofuncional –COOH e, anexado a este, pode es-tar um grupo orgânico ou um átomo de hidrogê-nio. Nomes comuns usados para descrever estegrupo de compostos orgânicos incluem graxos,graxos voláteis, lipofílicos, ácidos carboxílicos oufracos (CHERRINGTON et al., 1991).

Dentro da célula, as moléculas do ácidodissociam-se quase totalmente, o ânion e o prótoncontribuem para a inibição do crescimentomicrobial (CHERRINGTON et al., 1991). Osácidos lipofílicos são usados como aditivos ali-mentares antimicrobiais cujos efeitos inibitóriosde crescimento aumentam quando o pH é dimi-

a desinfecçãode lodos através

de ácidosorgânicosapresentavantagens

potenciais emrelação a outrosdesinfetantes


nuído para abaixo da neutralidade, indicando quea inibição resulta do ácido não dissociado(FREESE et al., 1973).

A estabilização ácida foi avaliada porBARRIOS et al. (2000), que utilizaram ácidosorgânicos (acético e peracético) e alcançaramreduções de 7,2 e 7,0 unidades logarítmicas paracoliformes fecais; de 6,7 unidades logarítmicasem ambos os ácidos para Salmonella spp.; e93% e 95% para ovos de helmintos, respecti-vamente.

Segundo CHERRINGTON et al. (1991),os ácidos orgânicos são consideradossurfactantes aniônicos agindo como desinfetan-tes rompedores de membrana celular. ParaROE et al. (2002), a inibição provocada porestes compostos é dependente de pH e váriosfatores se combinam para formar os efeitosinibitórios dos ácidos orgânicos quando o pHextracelular é ácido.

No caso do ácido acético como a molécu-la é orgânica e de cadeia curta, o que facilita apenetração no interior da célula onde se dissociaem um ânion e um próton (CHERRINGTON etal., 1991). Isso acidifica o citoplasma provocan-do alterações no metabolismo da célula e no cres-cimento das mesmas que desvia o uso de ATPaseda membrana plasmática para bombear prótonspara o exterior da célula (RUSSELL, 1992).

As propriedades do ácido peracético(APA) diferem quantitativa e qualitativamentedas do peróxido de hidrogênio ou ácido acéticodos quais é derivado. Estudos mostram que oAPA tem uma ação microbicida muito mais for-te do que estes mesmos produtos de decompo-sição (FRASER et al., 1984).

Foi sugerido que o APA cause a ruptura noselos de sulfidril (-SH) e enxofre (-S) dentro dasenzimas, daí importantes componentes nas mem-branas são quebrados pela desrupção oxidativa.Além de que, provavelmente, desloca a funçãoquimiosmótica do transporte da membrana pelaruptura ou deslocamento da parede celular, issocompromete seriamente a atividade celular. Den-tro da célula, o ácido pode ainda oxidar enzimasessenciais de maneira que as rotas bioquímicasvitais, assim como o transporte ativo através damembrana e os níveis de soluto intracelular sãodeteriorados (FRASER et al., 1984).

BARRIOS et al. (2002), utilizaram lodosfísico-químicos tratados com os ácidos orgâni-cos (acético e peracético) e constataram que avelocidade do ácido peracético para destruir asbactérias e inativar os ovos de helmintos foi su-perior a do ácido acético, requerendo apenas 10minutos de contato para estabilizar o lodo. Alémde que a eficiência do ácido peracético superouas do ácido acético.

BALDRY et al. (1995), avaliaram o de-sempenho do ácido peracético em compara-ção com o hipoclorito de sódio em países declima temperado (Itália) e tropical (Brasil). Oácido peracético apresentou melhor desempe-nho que o hipoclorito de sódio na inativação deV. cholerae. Segundo estes autores a ativida-de do ácido melhora em temperaturas mais al-tas, acima de 30 0 C, mostrando um grande po-tencial no tratamento de esgotos em países declima quente.

Embora as propriedades ovicidas dos áci-dos orgânicos não estejam ainda claramente des-critas, algumas evidências indicam que a cama-da de lipídio do ovo é semipermeável e que per-mite que certos compostos penetrem. Além deque, ácidos voláteis como os produzidos por al-gumas espécies durante a fermentação são in-corporados e utilizados pelos ovos (BARRIOSet al., 2001). Assim, existe uma maior compati-bilidade entre alguns tipos de ácidos com asenzimas da membrana dos ovos pelo qual ocasio-na o rompimento da membrana e a penetraçãodo ácido causando sua inativação (BARRIOSet al., 2000).

No ácido peracético, as propriedadesovicidas podem estar relacionadas ao seu efeitodesnaturalizador de proteínas demonstrado quan-do é usado como esporicida. Os ovos dehelmintos quando inativados por ácido peracéticosão carentes de movimento, coloração escura,granulação e aparência ovóide em cestóides(FRASER et al., 1984).

Segundo CHERRINGTON et al. (1991),vários fatores influenciam na atividade e res-posta dos ácidos orgânicos entre eles: capaci-dade de tamponamento do meio, presença doscompostos orgânicos, concentração do ácido,valor de pH e temperatura, interferindo na con-centração do ácido não dissociado no meio. De

ácidosorgânicos sãosurfactantesaniônicos

agindo comodesinfetantesrompedores de

membranacelular


acordo com FREESE et al. (1973), a atividadeantimicrobial dos ácidos orgânicos aumenta coma diminuição do valor de pH. Desde que umaproporção maior de moléculas não dissociadasexista com a diminuição do valor de pH, assu-mindo que a molécula não dissociada que é oagente antimicrobial (REID, 1932; BERGEIM,1940; BARKER, 1964), citados porCHERRINGTON et al. (1991).

O mecanismo de higienização do lodo pelavia química alcalina utiliza um produtoalcalinizante para elevar o pH do lodo e conse-qüentemente alterar a natureza coloidal doprotoplasma celular dos microorganismospatogênicos de forma letal, e produzir um ambi-ente inóspito para a sua sobrevivência (PINTO,2001). Segundo JOKLIK et al. (1998), citadopor BARRIOS (2002), em geral os álcalis exer-cem a atividade bactericida através de seus íons(OH-) livres, que alteram o pH do meio em quese encontram os microorganismos, por meio dasmoléculas dissociadas e pelo aumento de tem-peratura. Esses fatores desnaturam os ácidosnucléicos e originam o rompimento de suas pon-tes de hidrogênio.

A estabilização alcalina de lodos tem a pro-priedade de elevar o pH, a temperatura e pro-duzir NH3. O NH3 inativa e inclusive destrói osovos de helmintos como: Taenia saginata,Ascaris suum e A. lumbricóides em lodos. Oamoníaco penetra na membrana dos ovos dehelmintos e no interior desnatura as enzimas res-ponsáveis pelo metabolismo do organismo, ori-ginando sua morte (MENDEZ, 2003).

De acordo com ALLIEVI et al. (1994), oaumento do pH em níveis acima de 10, é muitorápido e não permite que as bactérias se adap-tem e estas acabam morrendo. A atividadeinibidora dos álcalis atua nos seguintes sítiosvulneráveis da célula: a) a síntese da paredecelular, b) a função da membrana, c) a sínteseprotéica, d) o metabolismo dos ácidos nucléicos,e) as reações enzimáticas.

O efeito da caleação na eliminação depatógenos do lodo foi pesquisado porPEGORINI (2002). Os resultados demonstra-ram a eficácia do processo de caleação sobre aeliminação dos coliformes fecais do lodo. Todosos lotes avaliados pelos autores apresentaram

concentrações abaixo do nível de detecção (200NMP100g-1 MS), muito inferior ao limite de res-trição de uso definido pela IN-IAP: 100.000NMP 100g-1 MS.

Material e métodos

O experimento foi conduzido na Universi-dade Estadual de Maringá-PR, com biossólidoutilizado proveniente de Reator Anaeróbio deLodo Fluidizado (Ralf) da estação de tratamen-to de esgoto ETE Pinhalzinho, localizada próxi-ma a PR 323, principal via de acesso à cidadede Umuarama-PR.

O tratamento químico com os ácidos orgâ-nicos foi realizado no lodo líquido e este foihomogeneizado em um sistema de rotação du-rante 15 min a 250 rpm e submetido a um perío-do de contato de 15 minutos à temperatura am-biente. A caleação foi realizada após drenagemparcial do lodo, durante 10 dias, em leitos desecagem convencionais, da própria ETE ondefoi coletado sendo incorporada cal virgem co-mum (CaO/MgO) na proporção de 30% do pesoseco do lodo. O período de maturação foi de120 dias. Os tratamentos foram distribuídos emdelineamento experimental inteiramentecasualizado (DIC), com 6 tratamentos e 4 repe-tições, sendo:T1 (TEST) = testemunhaT2 (APA - 05) = 230 mg L-1 de ácido peracéticoT3 (APA -10) = 460 mg L-1 de ácido peracéticoT4 (APA -20) = 920 mg L-1 de ácido peracéticoT5 (AA -22) = 11.000 mg L-1 de ácido acéticoT6 (CAL) = cal virgem comum a 30% MS do lodo

As características parasitológicas emicrobiológicas do lodo foram analisadas segun-do preconiza a norma técnica preliminarparanaense (SANEPAR, 1997) que define aquantidade máxima de ovos de helmintos viá-veis e coliformes fecais, em função da alta re-sistência destes organismos aos tratamentosconvencionais.

A determinação de ovos de helmintos foirealizada através do método YANKO (1987) emodificado por TOMAZ-SOCCOL (1998). Acontagem de coliformes foi feita pela técnica de

o tratamentoquímico com os

ácidosorgânicos foirealizado nolodo líquido


tubos múltiplos que é recomendada no StandartMethodos for Examination of Water andWasterwater para lodos (AWWA, 1996).


Eficiência sobre a redução de coliformes

A densidade média inicial de coliformestotais para o biossólido utilizado foi de 3,55 x 108

NMP 100 mL -1 e de 5,9 x 10 7 NMP 100 mL -1

para coliformes fecais (tabela 1).O ácido peracético (APA) aplicado na dose

de 230 mg L -1, alcançou 6,25 e 5,77 unidadeslogarítmicas de coliformes totais e fecaisinativadas, respectivamente. Nas doses de 460mg L -1 e 920 mg L -1 chegou a 99,99% deinativação de coliformes totais e fecais, com 7,55e 6,77 unidades logarítmicas inativadas, respec-tivamente, resultando numa concentração finalinferior a 10 NMP 100 mL-1. Com estes resulta-dos se cumpre o limite de restrição de uso dobiossólido, estabelecido pela IN-IAP de 103 NMPg-1 de MS.

O ácido acético (AA) alcançou o índicede inativação de coliformes totais e fecais de7,55 e 6,77 unidades logarítmicas, respectivamen-te. Resultando numa concentração final inferiora 10 NMP 100 mL-1 de coliformes totais e fecais,apresentando 99,99% de eficiência na destrui-ção dos microorganismos e alcançando tambémo limite de restrição para uso do biossólido deacordo com a IN-IAP.

Os resultados encontrados para os ácidos

TABELA 1 - VALORES DE PH FINAL DO LODO, DOSE DE PRODUTO QUÍMICO, DENSIDADE DECOLIFORMES TOTAIS E FECAIS (INICIAL E FINAL), E LOG. DE UNIDADES INATIVADAS

Trat.

APA 5

APA 10

APA 20

AA 22

CAL

pH

final

6,1

4,8

4,4

4,2

12,9

Dose do

Produto

Químico

230 mg L -1

460 mg L -1

920 mg L -1

11.000mg L -1

30% MS

C. totais

inicial NMP

100 mL-1

3,55 x 108

3,55 x 108

3,55 x 108

3,55 x 108

5,0 x 107

C. totais

Final NMP

100 mL-1

< 2 x 102

<10

<10

<10

< 2 x 102

Log.

unidades

Inativadas

6,25

7,55

7,55

7,55

5,39

C. fecais

inicial NMP

100 mL -1

5,9 x 107

5,9 x 107

5,9 x 107

5,9 x 107

1,5 x 107

C. fecais

final NMP

100 mL -1

< 102

<10

<10

<10

< 2 x 102

Log.

unidades

Inativadas

5,77

6,77

6,77

6,77

4,87

orgânicos estão de acordo com os dados da lite-ratura e a eficiência do APA coincide com oreportado por SÁNCHEZ-RUIZ et al. (1995),BARRIOS et al. (2002), e GONZÁLES et al.(2002), pelo grande poder de destruição dosmicroorganismos e pela rápida reação necessi-tando apenas 10 minutos para inativação decoliformes totais e fecais. Como prenunciada porestes autores a eficiência dos ácidos dependedo pH do lodo, apresentando melhores índicesde inativação em condições ácidas.

O pH do lodo afeta de maneira direta adestruição e o recrescimento de microorga-nismos, aparentemente desnaturando as enzimase impedindo a sobrevivência deles em pH abai-xo de 4 unidades (McKINNEY, 1962 apudBARRIOS et al., 2000). No presente trabalho,observou-se um grande poder de destruição dosmicroorganismos, quando o pH baixou de 6 uni-dades. Confirmando a hipótese de que a ativi-dade antimicrobial dos ácidos orgânicos é maiorem condições ligeiramente ácidas.

A caleação (CAL) apresentou inativaçãode 5,39 e 4,87 unidades logarítmicas decoliformes totais e fecais, respectivamente.Como resultado tem-se um biossólido com < 200NMP 100 mL -1, muito abaixo do limite de usorestrição do IN-IAP, para biossólidos. Os resul-tados são apresentados na figura 1.

Eficiência sobre a inativação de helmintos

Para a inativação de ovos de helmintosobservou-se que os tratamentos APA5 e AA22

o pH do lodoafeta de

maneira diretaa destruição e orecrescimento

demicroorganismos


FIGURA 1 – UNIDADES LOGARÍTMICASFINAIS DE COLIFORMES TOTAIS E FECAIS EMLODO DE ESGOTO ANAERÓBIO SUBMETIDO

AOS TRATAMENTOS PROPOSTOS

apresentaram baixa eficiência. Os tratamentosAPA10 e APA20 mostraram alguma diminui-ção na porcentagem dos ovos viáveis, mas foi otratamento CAL que chegou ao percentual 0(zero) de ovos viáveis. Na tabela 2, apresenta-se a média dos ovos de helmintos viáveis einviáveis, de acordo com os tratamentos reali-zados.

TABELA 2 – COMPARAÇÃO DE MÉDIA DE OVOSDE HELMINTOS INVIÁVEIS G-1 MS E VIÁVEISG-1 MS, AO NÍVEL DE 5% DE PROBABILIDADEPELO TESTE DE AGRUPAMENTO SCOTT-KNOTT

Tratamentos

MS

1- TEST

2 - APA 05

3 - APA 10

4 - APA 20

5 - AA 22

6 - CAL

Ovos Inviáveis

g-1 MS

32,91 A

19,98 B

31,28 A

23,95 B

31,04 A

0,0 C

Ovos Viáveis

g-1 MS

23,25 A

11,26 C

10,06 C

6,70 D

18,89 B

0,0 E

O ácido acético (AA) foi aplicado em dosede 11.000 mg L-1 e apresentou pequena eficiên-cia na inativação dos ovos de helmintos, opercentual de inativação chegou a 66,39% dosovos presentes.

O ácido peracético (APA) foi utilizado emtrês dosagens 230, 460 e 920 mg L-1 e os resul-tados encontrados ficaram abaixo daqueles re-

portados na literatura. FRASER et al. (1984),relataram resultados de 99% de inibição da in-cubação e 100% de destruição na viabilidadedos embriões de cestóides suspensos no lodo crue digerido, com doses de APA que variaram de250 mg L-1 a 1000 mg L-1 do lodo. No presentetrabalho a inibição de incubação, foi verificadaem 88,08% dos ovos com a dose de APA de920 mg L-1 e dos 30,64 ovos g -1 MS, presentesno lodo, 6,70 permaneceram viáveis após o tra-tamento.

O lodo caleado (CAL) também foi avalia-do em seus aspectos parasitológicos, a caleaçãomostrou-se mais uma vez ser um meio eficientede higienização de lodo de esgoto com alto con-teúdo microbial. Pela caleação foram alcança-dos 100% de destruição dos ovos de helmintospresentes no lodo, conforme demonstrado natabela 3. Para higienização do lodo foi efetuadaa caleação a 30% de MS do lodo e este foi sub-metido a um período de contato lodo-cal de 120dias. O pH foi avaliado durante este período epermaneceu em 12,9 unidades, em média.

Vários estudos mostram que a mistura delodo com dosagens de cal virgem entre 30% e50% do conteúdo de sólidos totais da massa brutasão capazes de alcançar níveis de sanidade abai-xo dos limites definidos pela IN-IAP quandoassociadas a um período de estocagem de pelomenos 30 dias (OOSRSCHOT et al., 2000;ANDREOLI et al., 1999; EPA, 1992).

Pesquisas realizadas durante programa depesquisas coordenado pela Sanepar (THOMAZ-SOCCOL et al., 2001; FERNANDES et al.,1996) apontaram a necessidade de estocagemda mistura lodo-cal por períodos entre 30 e 60dias para garantir a inviabilização dos ovos dehelmintos a níveis compatíveis com a IN-IAP(0,25 ovos viáveis g-1 MS), limite compatível comos mais rigorosos adotados na CEE e EUA.

A cal age na inativação dos patógenos pelochoque alcalino, pela elevação de temperaturae geração de amônia, que criam um ambienteinóspito para a sobrevivência da maioria dosagentes patogênicos. A cal causa ainda uma al-teração significativa na concentração de sais dolodo, aumentando a pressão osmótica, fatoresque dificultam a absorção de água e contribuempara a morte das estruturas de resistência. Como

a caleaçãomostrou-se ser

um meioeficiente de

higienização delodo de esgoto

com altoconteúdomicrobial


resultado tem-se um lodo esterilizado já que ospatógenos e organismos indicadores geralmen-te são eliminados e os remanescentes estãoinviáveis, garantindo a eficiência do processo.

Os produtos químicos testados nahigienização do lodo alcançaram diferentes por-centagens de inativação de ovos de helmintosconforme mostra a figura 2.

Conclusões

A caleação foi eficiente na inativação decoliformes fecais e ovos de helmintos. Como re-sultado, tem-se um biossólido com < 200 NMPcoliformes fecais g-1 MS e <0,25 ovos viáveis g-1 MS, portanto, dentro dos padrões sanitários doIN-IAP.

TABELA 3 - CONTAGEM, VIABILIDADE E % DE INATIVAÇÃO DE OVOS DE HELMINTOS,NO LODO DE ESGOTO ANAERÓBIO NOS TRATAMENTOS PROPOSTOS

Amostra

TEST.

APA 5

APA 10

APA 20

AA 22

CAL

Nº de ovos g-1 de MS

56,20

31,24

41,34

30,64

49,77

0

Viabilidade %

41,37

35,83

24,78

21,78

37,96

0

Ovos viáveis g-1 de MS

23,25

11,26

10,06

6,70

18,89

0

Inativação%

58,63

79,96

82,09

88,08

66,39

100

FIGURA 2 – PORCENTAGEM DE INATIVAÇÃO DE OVOS DE HELMINTOS, EM LODO DE ESGOTOANAERÓBIO, NOS TRATAMENTOS PROPOSTOS

O ácido peracético inativou 99,99% decoliformes fecais, nas doses de 230, 460 e 920mg L-1. Na destruição de ovos de helmintos al-cançou 88,08% de eficiência com a dose de 920mg L-1, ao fim de 30 minutos de contato.

Com ácido acético obteve-se 66,39%, deinativação dos ovos de helmintos. Com relaçãoaos coliformes fecais, chegou a 6,77 unidadeslogarítmicas ou 99,99% de inativação.

Os produtos alternativos propostos não fo-ram eficientes para inviabilizar 100% dos ovosde helmintos, nas doses testadas. Não se alcan-çou o parâmetro sanitário, nas normas vigentes,que determinam a quantidade máxima de 0,25ovos g-1 MS.

É necessário realizar estudos adicionaiscom os ácidos orgânicos (acético e peracético)utilizando doses maiores ou produtos mais con-

fatores quedificultam aabsorção de

água econtribuempara a mortedas estruturasde resistência


centrados (puros) para melhor avaliar seu efei-to sobre ovos de helmintos, pelo grande potenci-al biocida que representam e característicascomo sua biodegradabilidade, facilidade de ob-tenção e manuseio assim como a inexistênciade subprodutos tóxicos.

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Agradecimentos

Os autores agradecem à Gerência Regio-nal de Umuarama, pelo apoio prestado ao de-senvolvimento da pesquisa, e ao pesquisador JoséAntonio Barrios do Instituto de Ingeniería Unam-México pelo apoio.

os produtosalternativos

propostos nãoforam

eficientes parainviabilizar

100% dos ovosde helmintos


Autores

Ivaldete Tijolin Barros,bióloga, mestre em Agronomia, coordenadora

de Meio Ambiente da Sanepar e professora doCurso de Ciências Biológicas da Unipar-PR.

Antonio Carlos Saraiva da Costa,PhD. em Agronomia, professor de Química e

Mineralogia de Solos do Departamento deSolos da Universidade Estadual de Maringá

UEM-PR.

Cleverson Vitório Andreoli,engenheiro agrônomo, mestre em Solos e

doutor em Meio Ambiente e Desenvolvimentopela UFPR, gerente da Assessoria de Pesqui-sa e Desenvolvimento da Sanepar e professor

da UniFAE Centro Universitário.

Avaliação de tratamento integradode esgotos sanitários e de lodo detanques sépticos em um Ralf – umestudo de caso

Mário TachiniPaulo Belli FilhoAdilson Pinheiro

Resumo

Este trabalho avalia o tratamento integrado deesgotos sanitários e o lodo de tanques sépticosem um Reator Anaeróbio de Lodo Fluidizado(Ralf). O sistema foi monitorado durante umperíodo de quatro meses, e comparado com operíodo anterior à integração e após afinalização da integração de lodos de tanquessépticos, analisando-se o afluente, o perfil doreator e o efluente. Os parâmetros analisadosforam: pH, alcalinidade de bicarbonato, DQOtotal e filtrada, DBO total e filtrada, sólidos to-tais, suspensos e voláteis, nitrogênio totalKjeldhal e amoniacal e, fósforo total. Obser-vou-se que a integração de lodos de tanquessépticos não trouxe problemas com o aumentode matéria orgânica, mas provocou um aumentosignificativo de sólidos, sem uma respostasatisfatória a essas variações de incremento naremoção dos mesmos. A remoção da matériaorgânica atingiu uma eficiência média de 72%da DQO e 73% da DBO5. Essas eficiênciassão superiores às médias verificadas no perío-do anterior à integração de lodos de tanquessépticos. No período de estudo, a redução desólidos totais foi de 43% e de 64% para os só-lidos suspensos. Em ambos os casos foram su-periores ao período anterior. Para os sólidos vo-láteis a redução foi de 20%, o qual foi inferiorao período anterior.

Palavras-chave: lodos de tanques sépticos, Ralf,tratamento de esgotos domésticos

Abstract

This work evaluates the integrated treatment ofsanitary sewage and septic tank sludge in anAnaerobic Sludge Fluidization Reactor (RALF).The system was monitored for four months,comparing the periods before and afterintegration of the septic tank sludge, analyzingthe inflow, the reactor profile, and the effluent.The parameters analyzed were: pH, bicarbonatealkalinity, total and filtered DQO, total and filteredDBO, total suspended and volatile solids, totalKjeldhal and ammoniac nitrogen, and totalphosphorus. It was observed that the integrationof septic tank sludge did not yield problems withthe increase of organic substance, but it provokeda significant increase in solids, without asatisfactory explanation for these variations ofincrement in their removal. The removal of theorganic substance reached an average efficiencyof 72% of the DQO and 73% of the DBO5.These efficiencies were superior to the averagesverified in the period prior to integration of theseptic tank sludge. During the study period, thetotal solid reduction was between 43% and 64%for suspended solids. In both cases, theefficiencies were superior to the period before.

a integraçãode lodos de

tanquessépticos não

trouxeproblemas como aumento de

matériaorgânica


Evaluation of Integrated Treatment ofSanitary Sewage and Septic Tank Sludge in

a Ralf: Case Study

For volatile solids, there was a 20% reduction,inferior to the period before.

Key words: septic tank sludge, RALF, treatmentof household sewage.

Introdução

Os sistemas de tratamento individualizadosde esgotos domésticos sempre estão presentesnas cidades, em face da carência de sistemascoletivos. Estes sistemas envolvem o tratamen-to do efluente líquido e do lodo gerado.

O tratamento e o destino adequado de lo-dos dos sistemas individuais são necessáriospara controlar os impactos ambientais geradospela sua disposição inadequada no solo ou olançamento direto nos corpos de água. Segun-do KATO et al. (1999), o reator anaeróbio demanta de lodo recebeu várias denominaçõesno Brasil (Rafa, Dafa, Rafaall, Ralf), emboratenha se consagrado em todo o mundo comoUasb (Upflow Anaerobic Sludge Blanket). Otratamento em Reator Anaeróbio de LodoFluidizado (Ralf), é uma variante de Uasb querecebeu algumas modificações construtivas, emforma cônica, desenvolvido pela Sanepar, noinício da década de 1980 (SAVELLI, 1989). ASanepar opera cerca de 220 reatores anae-róbios de fluxo ascendente e manta de lodo, noEstado do Paraná. Em geral, os efluentes des-tes reatores podem requerer uma etapa de pós-tratamento (BUSATO, 2004) para garantir aqualidade ambiental e os requisitos da legisla-ção ambiental.

Por outro lado, estes reatores podem cons-tituir uma alternativa muito promissora para otratamento complementar dos lodos dos siste-mas de tratamento de esgotos domésticos(TACHINI, 2002). Neste contexto, foi reali-zado um estudo do tratamento conjunto de es-gotos domésticos e lodos de tanques sépticos.

Este trabalho pretende avaliar o compor-tamento do Ralf no tratamento de esgotos do-mésticos, integrados com lodos de tanques sép-ticos. O início das descargas de lodo de tanquessépticos ocorreu no período de 4 de janeiro de2001 a 9 de agosto de 2001, totalizando 217 dias,

com freqüência intermitente. As descargas delodos de tanques sépticos junto à ETE tinhamuma freqüência mais sistematizada, exceto emfinais de semana e feriados. Porém, ao longo dotempo sofreu algumas interrupções de chegadade lodos. Assim, no período de 217 dias chega-ram à ETE 100 cargas de caminhões com volu-mes variáveis. O volume médio de descargasfoi de 8,75 m3/dia.

Metodologia

a) Descrição do Sistema:O sistema de tratamento de esgotos do-

mésticos entrou em operação no início de 1997,para uma vazão projetada média de 40,7 L/s emáxima de 75 L/s. Durante o estudo a vazãocontribuinte era da ordem de 12,94 L/s.

Em janeiro de 2001, o reator começou areceber lodos de tanques sépticos. Vale res-saltar que na verdade são lodos coletados peloserviço de limpa-fossa, onde podem ter incluí-do lodos de limpeza de filtros anaeróbios e cai-xas de gordura.

O estudo foi desenvolvido em um Ralf,em escala real, que recebe esgotos sanitárioscoletados na Bacia de Esgotamento Sanitá-rio, localizada no bairro Garcia, em Blumenau/SC, mantido pelo Serviço Municipal de Águase Esgoto (Samae).

A Estação de Tratamento de Esgotos pos-sui um gradeamento para reter os sólidos gros-seiros, dois canais desarenadores, uma calhaParshall, o reator anaeróbio com as seguintesmedidas: diâmetro inferior igual a 9,74m e diâ-metro superior ao nível da água igual a 20,90me profundidade útil de 6,44m e, para o desa-guamento do lodo leitos de secagem em núme-ro de três, cada qual com 5,0 x 10,0m, amboscom cobertura.

b) Monitoramento e Operação do Sistema:O monitoramento do reator foi realizado

em três fases: (a) a primeira, desde o iníciodos registros (17/03/98); (b) a segunda, de maiode 2001 até 07/08/01, que caracteriza o perí-odo de integração de lodos de tanques sépti-cos (o período não se estendeu em função da

estudou-se otratamentode esgotos

domésticos elodos detanquessépticos


interrupção do ingresso de lodos ao reator) e(c) a terceira: de agosto de 2001 até 13 demarço de 2002.

Anterior ao período de estudo, ou seja, en-tre 17/03/98 e 09/03/01, o monitoramento do pro-cesso de tratamento de esgotos foi realizado comuma freqüência quinzenal e/ou mensal, onde seavaliaram os seguintes parâmetros: pH, DQO,DBO5, sólidos totais e suspensos, nitrogênioamoniacal e total e, fósforo total, a partir deamostras compostas obtidas entre as 9 e as 13horas, sendo analisados o afluente e o efluentedo reator.

No período da pesquisa foram avaliadosos seguintes parâmetros: pH, alcalinidade, DQOtotal e filtrada, DBO5 total e filtrada, suspensos,totais, voláteis totais, nitrogênio e fósforo. Asamostras foram coletadas do esgoto afluente,no interior de reator e do esgoto efluente, alémdo lodo de tanques sépticos. O perfil do reatorfoi caracterizado através de três pontos deamostragem: T1 tomada a 1,0 m, T2 tomada a3,0 m e T3 tomada a 6,44 m, contada a partir dasuperfície líquida do reator.

Todas as análises foram realizadas de acor-do com os métodos preconizados pelo StandardMethods for Examination of Water andWastewater, 17. a e 20. a edições, da APHA,AWWA e WPCF.

A freqüência de análises variou de 1 a 2vezes por semana, exceto as do perfil do reator

que foi de 1 vez por mês, sendo a amostragemsemicomposta (7 às 11 horas) para os esgotosafluentes, efluentes e perfil do reator. Para osdemais pontos de coleta as amostragens foramaleatórias.

Resultados e discussão

Os resultados e discussões são apresenta-dos em termos dos valores dos parâmetros doslodos de tanques sépticos, perfil do reator e doreator Ralf, no período do estudo.

a) Caracterização dos Lodos de TanquesSépticos

Nesta unidade, são discutidas algumas ca-racterísticas físico-químicas de lodos de tan-ques sépticos, a partir de 12 (doze) amostrascoletadas entre os dias 03/05/01 e 07/08/01. Natabela 1 são apresentados os valores das con-centrações máximas, mínimas, médias e des-vios padrões resultantes da caracterização doslodos de tanques sépticos.

SólidosAs relações médias verificadas dos sóli-

dos totais, em suspensão e volátil indicam quecerca de 60% do teor de sólidos são orgânicos,demonstrando que existe potencial para a de-gradação anaeróbia, onde cerca de 76% do teor

TABELA 1 – VALORES CARACTERÍSTICOS DOS LODOS DE TANQUES SÉPTICOS

Parâmetros

Sólidos Sedimentáveis (mL/L)

SólidosTotais (mg/L)

Sólidos em Suspensão (mg/L)

Sólidos Voláteis (mg/L)

pH

Alc.Bicarb. (mg/LCaCO3)

DQO (mg/L)

DBO (mg/L)

DQO Filtrada (mg/L)

DBO Filtrada (mg/L)

máxima

990

162660

134000

106960

8,71

3293,5

56000

47200

3530

3000

mínima

4

655

215

300

5,65

263,3

474

230

231

63,5

média

579

49593

37731

29685

6,81

1015

23835

11424

1263

610

desvio padrão

423

54778

43146

31574

0,84

971

18267

14426

876

821

Concentrações

amostras foramcoletadas do

esgoto afluente,no interior dereator e do

esgoto efluente,além do lodo detanques sépticos


de sólidos são suspensos e sólidos suspensosvoláteis. A relação entre sólidos voláteis e sóli-dos totais apontado pela literatura está entre68% e 72% (PHILIPPI, 1992).

DQO e DBO5As concentrações baixas caracterizam os

esgotos sobrenadantes, basicamente, como es-gotos brutos recentes. Essa constatação sedeve a observações visuais, confirmadas pelosfuncionários das empresas limpa-fossas. Ou-tro aspecto importante é que em várias des-cargas de lodo de tanques sépticos é necessá-ria mais de uma viagem para a retirada doslodos, podendo acontecer que na operação desucção, ocorra a coleta, inicialmente, dossobrenadantes. As amostras com valores ele-vados caracterizam aquelas com maiores con-centrações do material sólido de tanques sépti-cos e, provavelmente, com intervalo de limpe-za mais elevado do lodo de excesso.

As relações médias verificadas daDQO e DQO Filtrada e, DBO5 e DBO5 fil-trada indicam que cerca de 5,3% da matériaorgânica está presente na forma dissolvida,relacionada à biomassa do interior do tanqueséptico. Os demais 94,7% referem-se aossólidos suspensos.

Ressalta-se que a comparação com re-sultados obtidos em reatores diferentes é possí-vel, mas se deve lembrar que o processoanaeróbio, com sua complexidade, responde demaneira diferente, principalmente, às oscilaçõesde suas características físico-químicas e fato-res ambientais dos locais em análise.

b) Comportamento do Reator AnaeróbioA avaliação do comportamento do reator foi

realizada em três fases: (a) a primeira, desde oinício dos registros (17/03/98); entretanto, faz-sea representação gráfica a partir dos últimos re-gistros (31/05/00 até dezembro de 2000); (b) asegunda, de maio de 2001 até 07 de agosto de2001, que caracteriza o período de integração de

lodos de tanques sépticos e (c) a terceira: deAgosto de 2001 até 13 de março de 2002. Na ta-bela 2 são apresentados os valores das concentra-ções máximas, mínimas, médias e desvios padrõesresultantes do monitoramento do Ralf.

pHA figura 2 apresenta a evolução do pH do

esgoto afluente e efluente ao Ralf. Observa-seque o pH sofre pequena elevação no reator ebaixa variação entre as fases analisadas. Dessaforma podemos dizer que o pH não foi afetadocom a integração do lodo de tanque séptico noreator. Os valores encontrados estão próximosdos valores desejáveis para reatores anaeróbios,além de ser característico para o processoanaeróbio, conforme tem sido apresentado porAISSE et al. (2001a) e TEIXEIRA PINTO FI-LHO et al. (2002).

SólidosNa figura 3 é apresentada a evolução tem-

poral dos sólidos totais e voláteis contidos noesgoto afluente e efluente ao Ralf. Na figura 4são apresentadas as evoluções de sólidos totaise suspensos. Observa-se a ocorrência de con-centrações de sólidos totais extremamente ele-vadas no afluente. Como exemplo, no dia 02/08/01, a concentração de sólidos totais foi de 5.835mg/L, para os sólidos voláteis foi de 1.350 mg/Le para os sólidos suspensos foi de 4.485mg/L.

Com a adição de lodos de tanques sépti-cos ocorreu uma grande variação das concen-trações de sólidos. A descarga de lodo de tan-ques sépticos ocorre imediatamente à chegadaà ETE. Sem uma equalização, a vazão aumentamuito no canal desarenador, não ocorrendo umasedimentação eficiente de material inerte do re-ator. O reator promoveu uma baixa redução de

FIGURA 2 – RESULTADOS DE pH DO REATORANAERÓBIO

observa-se queo pH sofrepequena

elevação noreator e baixavariação entre

as fasesanalisadas


Parâmetros

pH

Alcalinidade bicarbonato

(mg de CaCO3/L)

DQO total (mg/L)

DBO5 total (mg/L)

DBO Filtrada (mg/L)

DQO Filtrada (mg/L)

Sólidos totais (mg/L)

Sol. voláteis (mg/L)

NTK (mg/L)

Fósforo total (mg/L)

Concentrações

Mínima-máxima

(desvio padrão)

Mínima-máxima

Média (desvio padrão)

Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Afluente

7,00 - 7,58

(0,18)

78 – 302

212 (53)

185 - 1835

713 (532)

50 - 1060

299 (288)

29 – 190

89 (52)

86 - 422

222 (118)

340 – 5.835

1.934(2.194

210 – 1.350

822 (402)

26 – 97

64 (20)

0,2 – 9,3

7,0 (2,6)

Efluente

6,83 - 7,39

(0,15)

156-316

234 (60)

43 - 875

161 (221)

10 - 140

66 (28)

13 - 80

31 (19)

28 - 62

61 (36)

350 – 1.930

935 (583)

170 – 1.500

652 (511)

41 – 71

55 (11)

0,2 – 10,2

6,0 (3,1)

RALF

TABELA 2 – VALORES EXTREMOS E MÉDIOS DOS PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS NO REATORENTRE O PERÍODO DE 03/05/01 E 07/08/01

FIGURA 3 – RESULTADOS DE SÓLIDOS TOTAISE VOLÁTEIS DO REATOR ANAERÓBIO

FIGURA 4 – RESULTADOS DE SÓLIDOS TOTAISE SUSPENSOS DO REATOR ANAERÓBIO

sólidos no período da integração de lodos, com aseguinte intensidade: 43%, 64% e 20% respec-tivamente, para os sólidos totais, suspensos evoláteis. Na primeira fase, também, o reator não

respondeu bem à remoção de sólidos. Na litera-tura são encontradas faixas de remoção médiade 66%, 87%, 77% para sólidos totais,suspensos e voláteis, respectivamente, (AISSE

na primeirafase o reator

não respondeubem à remoção

de sólidos


et al., 2001a) e 55% para sólidos voláteis,(TEIXEIRA PINTO FILHO et al., 2002).

Desse modo, pode-se afirmar que a adi-ção de lodos de tanque sépticos degradou a qua-lidade do efluente.

DQO e DQO FiltradaA figura 5 mostra a evolução das concen-

trações da DQO total e filtrada para o afluentee efluente. Com o lodo adicionado ao reator ve-rificou-se um acréscimo na remoção da cargaorgânica, provavelmente em função da baixavazão do afluente e pelo elevado tempo de de-tenção ou uma ampliação da manta de lodo nointerior do reator. A literatura apresenta uma ele-vada faixa de variação de valores médios paraa remoção de carga orgânica, principalmente osapresentados por BOLLMANN e AISSE (1989)de 70%, mas a faixa de 72% de remoçãoalcançada pelo reator se aproxima dos valoresalcançados por TEIXEIRA PINTO FILHO etal., (2002) de 62%; AISSE et al., (2001b) de72% e MOURA et al., (1991) de 54%.

DBO e DBO FiltradaA evolução temporal da DBO5 total e fil-

trada é apresentada na figura 6. A evolução tem-poral da remoção de DQO e DBO é apresenta-da na figura 7. Observa-se que o reator apre-sentou as seguintes performances de eficiênciade remoção de DBO: 66%, 73% e 72%, para ostrês períodos, respectivamente. Estas eficiênci-as se aproximam dos valores encontrados porTEIXEIRA PINTO FILHO et al., (2000) de 73%e por MOURA et al., (1991) de 66%. No entan-to, ficam abaixo dos descritos por AISSE et al.,(2001a) de 93% e AISSE et al., (2001b) de 81%.

Verificou-se que no período da integraçãode lodos houve uma perturbação em termos decarga orgânica, que pôde ser proveniente dedescargas clandestinas de postos de abasteci-mento com lavação de veículos ou ainda lança-mento indevido de efluentes de serigrafias. En-tretanto, constata-se que a eficiência de remo-ção da carga orgânica melhorou, atingindo índi-ces ligeiramente superiores à primeira fase. Pro-vavelmente, a baixa eficiência na primeira fasedeve-se ao “star-up” do sistema e a operação emanutenção do reator.

FIGURA 5 - RESULTADOS DA DQO TOTAL EDQO FILTRADA AFLUENTE E EFLUENTE NO

REATOR ANAERÓBIO

FIGURA 6 - RESULTADOS DA DBO TOTAL EDBO FILTRADA NO REATOR ANAERÓBIO

FIGURA 7- RESULTADOS DA EFICIÊNCIA DAREMOÇÃO DA DQO E DBO AFLUENTE E

EFLUENTE NO REATOR ANAERÓBIO

c) Caracterização do Perfil do ReatorAnaeróbio

A caracterização do perfil do reator é ob-

verificou-seque no períododa integração

de lodoshouve uma

perturbação emtermos de carga

orgânica


Parâmetros

pH

Alcalinidade bicarbonato

(mg de CaCO3/L)

DQO total (mg/L)

DBO5 total (mg/L)

DBO5 Filtrada (mg/L)

DQO Filtrada (mg/L)

Sólidos totais (mg/L)

Sól. suspensos (mg/L)

Sol. voláteis (mg/L)

NTK (mg/L)

Fósforo total (mg/L)

Concentrações

Mínima-máxima

(desvio padrão)

Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


Mínima-máxima


T1

6,88 - 7,00

(0,05)

250 – 500

326 (118)

314 - 29.840

8.092 (14.513)

90 - 8000

2.098 (3.935)

15 -75

33 (28)

67 - 148

113 (34)

520 – 28.040

7.456 (13.723)

96 - 214

173 (67)

295 – 15.110

4040 (7.380)

56 - 780

245

2 – 8,7

6,2

T2

6,74 - 6,90

(0,08)

398-2.768

1.107 (1.113)

1.745 – 43.050

19.239 (19.025)

3.000 – 10.884

6.771 (3.421)

36 - 80

54 (20)

105 - 230

183 (58)

37.980 – 63.510

49.617 (10.527)

580 – 63.005

33.725 (31.391)

19.150 – 33.090

25.697 (5.752)

1.080 – 1.364

1.196

4,5 – 9,5

6,9

T3

6,65 - 6,85

(0,09)

541-5.388

1.976 (2.302)

7.640 – 43.900

33.025 (17.194)

3.500 – 10.000

7.305 (2.845)

38 - 90

72 (24)

80 - 233

164 (65)

50.110-65.880

57.740 (8.377)

48.880- 65.315

59.188 (8.980)

24.750– 34.370

29.820 (31.574)

1.290 – 1.935

1.631

5,5 – 12,5

9,8

tida a partir das amostras mensais, coletadasem 3 pontos, ao longo da profundidade. A pri-meira a 1,0 m, a segunda a 3,0 m, e a terceira a6,44 m, da superfície, respectivamente. Osparâmetros analisados foram: pH, alcalinidadede bicarbonato, DBO, DQO, DBO filtrada,DQO filtrada, sólidos totais, sólidos suspensose sólidos voláteis. Na tabela 3 são apresenta-dos os valores das concentrações máximas,mínimas, médias e desvios padrões resultantesdo monitoramento do Ralf.

pHO pH médio das amostras apresentou re-

sultados médios de 6,95 ± 0,05; 6,84 ± 0,08 e 6,77

TABELA 3 – VALORES EXTREMOS E MÉDIOS DOS PARÂMETROS FÍSICO-QUÍMICOS DOPERFIL DO REATOR NO PERÍODO DE 03/05/01 A 07/08/01

± 0,09 para as tomadas T1, T2 e T3 respectiva-mente. A variação ao longo do perfil não é gran-de, apesar de haver maiores variações do pH dasuperfície para o fundo, pois o sistema é muitomais ativo no fundo, onde as atividades são muitomais intensas. Para ambas as situações, os valo-res encontram-se em faixa ótima de operação doreator. Verifica-se, portanto, que os valores sãolevemente decrescentes com a profundidade, ouseja pH (1,0 m) > pH (3,0 m) > pH (6,44 m).

SólidosA concentração de sólidos suspensos na to-

mada T1 é baixa, mostrando a eficiência gravimétricado reator. Na meia altura ocorre a presença eleva-

Perfil do Reator

quanto ao pH, avariação ao

longo do perfilnão é grande


da de resíduos, evidenciando a ação hidráulica doinfluente no reator. Com relação à tomada T3, amédia de sólidos suspensos foi superior à concen-tração de sólidos totais, pois não foi realizada umaanálise do primeiro parâmetro. Assim, se não consi-derarmos a concentração de sólidos totais desta data,a proporção de sólidos suspensos é de 98,6%. Des-se modo, verifica-se que ao longo do perfil do reator,existe uma escala crescente de resíduos suspensos,em direção ao fundo do reator.

DQO e DBO total, DQO e DBO filtradaOs resultados das concentrações de DQO

e DBO apresentam grandes oscilações das con-centrações ao longo do período analisado, ten-dendo a uma linearidade ao longo do perfil. En-tretanto, os dados disponíveis são poucos paraafirmar tal hipótese.

As médias da DQO ao longo do perfil evi-denciam que a: DQO (6,44 m) > DQO (3,0 m) > DQO (1,0 m)

Do mesmo modo, as médias da DBOmostram que a: DBO (6,44 m) > DBO (3,0 m) > DBO (1,0 m).

As relações médias verificadas entre DQOe DQO Filtrada indicam que cerca de 1,4% paraa tomada T1, 1,0% para a tomada T2 e 0,5%para a tomada T3 da matéria orgânica, está pre-sente na forma dissolvida. Isso implica dizer quea concentração de matéria orgânica dissolvidaaumenta da superfície para o fundo do reator.Resultado similar é expresso pelas relaçõesmédias verificadas DBO e DBO Filtrada. Elasforam de cerca de 1,6% para a tomada T1, 0,8%para a tomada T2 e 1,0% para a tomada T3.

Considerações finais

Verifica-se que a introdução de lodos de tan-ques sépticos no Ralf possibilitou o ingresso de umamaior carga orgânica no reator, possibilitando umaremoção incremental da matéria orgânica, pois háuma capacidade ociosa do reator. Entretanto, oingresso de lodos provenientes da atividade de lim-pa-fossa provocou uma perturbação em termos decarga orgânica, pois houve um incremento debiossólidos primários. Assim, percebe-se que a efi-ciência de remoção da carga orgânica melhorou

atingindo índices similares à fase anterior e duran-te o período de estudo, havendo baixíssima deterio-ração da qualidade do efluente, porém não res-ponde bem à remoção de sólidos.

Durante o período de monitoramento, oRalf, mostrou que no período de integração delodo de tanque séptico foi eficiente na remoçãode DQO e DBO com médias de 72% e 73%respectivamente, superior às médias do períodoanterior de 60% e 66%, respectivamente. Istodemonstra que a biomassa responde bem a es-sas variações, o que pode ser decorrente da baixacontribuição de esgotos sanitários, pois as va-zões médias operacionais se situaram em tornode 33% da vazão média de projeto. Desde modo,o tempo de detenção hidráulico aumentou, per-mitindo uma folga nas condições operacionais.Um aspecto importante é o incremento dos sóli-dos, caracterizando um afluente ligeiramentemineralizado e parcialmente estabilizado.

Apesar de no período que antecede omonitoramento deste estudo haver, em cinco me-ses, apenas seis análises, verificou-se pouca varia-ção dos valores das amostras. Isto não ocorreu noperíodo estudado, havendo muita variação dos va-lores amostrados, mostrando claramente a inter-ferência dos lodos primários dos tanques sépticos.

Essa alternativa pode ser viável, desde queseja implantada uma unidade de equalização paraa recepção dos lodos de tanques sépticos com osesgotos domésticos. Há que se ressaltar que adescarga de gorduras interfere significativamen-te no processo de tratamento e, sobretudo na se-cagem do lodo, sendo, portanto necessária a im-plantação de uma caixa retentora de gordura.

Agradecimentos

Os autores agradecem ao Serviço Muni-cipal de Águas e Esgoto (Samae) de Blumenaupelo acesso à ETE Garcia, pelo fornecimento dosresultados das análises físico-químicas do perío-do anterior e posterior ao estudo e ao custeio de50% das análises laboratoriais e, à UniversidadeRegional de Blumenau (Furb) pela bolsa de estu-do do primeiro autor no Programa de pós-gradua-ção em Engenharia Ambiental, assim como nocusteio de 50% das análises laboratoriais.

a eficiência deremoção da

carga orgânicamelhorouatingindo

índices similaresà fase anterior


Referências

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Autores

Mário Tachini,engenheiro sanitarista, professor do Departa-

mento de Engenharia Civil e mestre emEngenharia Ambiental.

Paulo Belli Filho,engenheiro sanitarista, mestre em Hidráulica e

Saneamento, doutor pela Ecole NationaleSuperieure de Chimic de Reims (França);

professor-pesquisador da Universidade Federalde Santa Catarina.

Adilson Pinheiro,engenheiro civil, mestre em Engenharia de

Recursos Hídricos e Saneamento, doutor emFísica e Química do Ambiente pelo Institut

National Polytechnique de Toulouse (França);professor-pesquisador da Universidade Regional

de Blumenau.

caracterizandoum afluenteligeiramente

mineralizado eparcialmenteestabilizado


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