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Universidade de São Paulo
Faculdade de Saúde Pública
Avaliação do impacto do lançamento de resíduos gerados
na estação de tratamento de água em sistemas de lagoas
de estabilização
Alexandre Alves de Oliveira
Dissertação apresentada ao Programa de Pós
Graduação em Saúde Pública para obtenção
do título de Mestre em Saúde Pública
Área de Concentração: Saúde Ambiental
Orientador: Prof. Dra. Silvana Audrá Cutolo
São Paulo
2005
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Avaliação do impacto do lançamento de resíduos gerados
na estação de tratamento de água em sistemas de lagoas
de estabilização
Alexandre Alves de Oliveira
Dissertação apresentada ao Programa de Pós
Graduação em Saúde Pública da Faculdade de
Saúde Pública da Universidade de São Paulo
para obtenção do título de Mestre em Saúde
Pública
Área de Concentração: Saúde Ambiental
Orientador: Prof. Dra. Silvana Audrá Cutolo
São Paulo
2005
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Autorizo, exclusivamente para fins acadêmicos e científicos, a reprodução total ou parcial desta
dissertação, por processos fotocopiadores.
Assinatura:
Data:
“ O Futuro pertence àqueles que acreditam na beleza de
seus sonhos. “
Eleonor Roosevelt
AGRADECIMENTOS
Primeiramente à Deus e aos meus guias espirituais, por toda força,
amparo e saúde que me motivam a continuar em busca dos meus
objetivos e que acompanham meus passos ao longo de minha vida.
Aos meus pais Sérgio e Deise, pelo incentivo, amor incondicional,
confiança e atenção. Vocês são as pessoas mais especiais e
maravilhosas que conheço.
À minha esposa Renata, pela compreensão e constante incentivo,
sem os quais seria impossível a conclusão deste trabalho.
Aos meus familiares pelas palavras de carinho, apoio e conforto.
À minha orientadora Dra. Silvana Audrá Cutolo pela orientação,
confiança e apoio durante todas as fases deste projeto.
Ao amigo e professor Dr. Roque Passos Piveli do Departamento de
Hidráulica da Faculdade Politécnica da USP, pela paciência e
orientação no direcionamento e execução deste trabalho.
Ao Dr. Murilo Damato, pela revisão, orientação e sugestões durante o
exame de qualificação e pré-banca.
À contribuição, incentivo, compreensão e apoio do prof Dr. Arlindo
Philippi Jr.
À Dra. Maria Aparecida Faustino Pires e Marycel Elena Barboza
Cotrim do IPEN, pela confiança e pela oportunidade de meu
desenvolvimento profissional.
Ao Dr. Sidney Seckler Ferreira Filho do Departamento de Hidráulica da
Faculdade Politécnica da USP, pelas horas de orientação, ajuda e
apoio.
Aos colegas: Eng. Jiro Hiroi, Oswaldo Beltrame, Francisco Diniz e
demais funcionários da Sabesp de São Lourenço da Serra, pela
confiança e paciência nas horas de coleta.
A todos os funcionários da biblioteca, pelo auxílio nas referências e
revisões bibliográficas, em especial à: Maria do Carmo A. Alvarez,
Márcia Regina P. Ribeiro, Antônia do Nascimento, Afra Régia de Lima,
Liliane Alessandra da Costa e Gisele Luiza Cano.
As funcionárias Ângela e Marilene Rosa Silva Pereira da Comissão de
Pós-graduação/ FSP-USP pelas orientações prestadas.
Aos funcionários do Departamento Saúde Ambiental Nilson Silva
Soares e José Etevaldo do Nascimento pelo auxílio na coleta de
amostras e ensaios batimétricos.
As funcionárias do Departamento Saúde Ambiental Maria do Carmo
Dória e Francisca Alzira dos Santos e as estagiárias Lícia Natal e Ana
Carolina, pelos ensaios e análises das amostras.
A todos os funcionários do Departamento de Saúde Ambiental, em
especial Vanda, llma, Sérgio L. M. Ribeiro, Andrade, Solange Martone
Rocha e Célia Pesquero, pelas longas horas de conversa, apoio e
contribuições.
A todos os professores da Faculdade de Saúde Pública, em especial
ao prof. Dr. Délsio Natal, pelas palavras de incentivo e pela eterna
amizade.
Aos amigos da empresa Servsan pelo apoio prestado durante esta
nova fase de minha vida e em especial à Samantha Belarmino e ao
seu diretor Paulo Afonso Belarmino pela compreensão, confiança e
companheirismo.
A todos aqueles que direta ou indiretamente sempre acreditaram no
meu trabalho e torceram por mim.
RESUMO
Oliveira, AA. Avaliação do impacto do lançamento de resíduos gerados na
estação de tratamento de água em sistemas de lagoas de estabilização. São
Paulo; 2005 [Dissertação de Mestrado – Faculdade de Saúde Pública da USP].
Objetivo. A disposição de resíduos de ETA em corpos d´água pode causar uma
série de problemas ao ambiente aquático. Como alternativa, esses resíduos
gerados podem ser dispostos em Estações de Tratamento de Esgotos, sendo
transportados em caminhões ou lançados nas redes coletoras. O presente
trabalho avalia o impacto do lançamento desses resíduos na Estação de
Tratamento de Esgoto do município de São Lourenço da Serra (SP). Métodos.
Foram avaliadas as variáveis físico-químicas e bacteriológicas do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa, antes e após o lançamento desses
resíduos. Resultados Durante as duas fases do monitoramento, a análise dos
resultados permitiu verificar o excelente desempenho na remoção de material
orgânico, com eficiências de remoção de DBO
5,20
, de 90,5% na 1ª fase e 88,8% na
2
a
. A eficiência de remoção de nutrientes (nitrogênio e fósforo) apresentou-se
dentro dos parâmetros de projeto. Apesar dos altos resultados de remoção de
patógenos observados na 1ª fase e na 2ª fase, o efluente final não atendeu os
valores exigidos pelo decreto 8468/76 e CONAMA 357/05. Conclusões.
Considerando os resultados experimentais, pode-se verificar que o lançamento
dos resíduos gerados na ETA não alterou as características físico-químicas e
biológicas do esgoto bruto e não interferiu nos processos biológicos verificados
neste tipo de tratamento, mantendo o desempenho da estação dentro dos valores
estimados na fase de dimensionamento.
Descritores: Lagoas de Estabilização; Avaliação de desempenho; Avaliação de
ETE; Análise de parâmetros físico-químicos e bacteriológicos.
ABSTRACT
Oliveira, AA. Evaluation of impact launching of water plant sewages in
stabilization lagoons systems. São Paulo; 2005 [Master Degree Thesis –
Faculdade de Saúde Pública - USP].
Aim. The disposition of water plant sewage in water collections can cause many
problems to the aquatic environment. As alternative, this wastes can be disposed
in Sewage Treatment Plant (STP),being carried in trucks or launched in
sewerages. These works evaluates the impact of these residues that are launching
in Sewage Treatment Plant, in São Lourenço da Serra (SP). Methods. The
physiochemical and bacteriological characterisitics of the raw wastewater and the
effluent of anaerobic and facultative ponds were evaluated, before and after these
wastes launching. Results. During the two monitoring phases, the analysis of the
results were allowed to verify the excellent performance in the removal of organic
material, with efficiencies of BOD 5,20 (90,5%) in 1
st
phase, and 88,8% in 2
nd
phase. The efficiency of nutrients removal (nitrogen and phosphorous) came inside
of the project parameters. Despite the high results of pathogens removal observed
in first and second phases, the final effluent didn´t assist the values demanded by
decree 8468/76 and CONAMA 357/05. Conclusion. Considering the experimental
results, it can be verified that the launching of generated wastes in water plant did
not modify the physiochemical and biological characteristic of the raw wastewater
and didn´t interfere in biological processes verified in this treatment, keeping the
performance of the station inside of the values observed in the project phase.
Descriptors: Stabilization ponds; acting evaluation; STP evaluation; Analysis of
physiochemical and bacteriological parameters.
INDICE
Agradecimentos iii
Resumo vi
Abstract vii
Índice viii
Lista de Quadros xii
Lista de Figuras xv
Lista de Tabelas xxi
1. INTRODUÇÃO 1
2. OBJETIVO 6
2.1 Geral 6
2.2. Específicos 6
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 7
3.1 Generalidades 7
3.2 Características da água. 11
3.2.1 Características físicas 11
3.2.1.1 Turbidez 11
3.2.1.2 Cor 12
3.2.1.3 Sabor e Odor 13
3.2.1.4 Temperatura 14
3.2.1.5 Potencial ZETA 15
3.2.2 Características químicas 17
3.2.2.1 pH 18
3.2.2.2 Alcalinidade 19
3.2.2.3 Acidez 20
3.2.2.4 Dureza 20
3.2.2.4 Compostos Orgânicos 22
3.2.3 Características biológicas 22
3.3 TRATAMENTO DE ÁGUAS DE ABASTECIMENTO 24
3.3.1 Tecnologias de tratamento 24
3.3.1.1 Tratamento sem coagulação química 29
3.3.1.2 Tratamento com coagulação química 31
3.3.1.2.1 Filtração direta 32
3.3.1.2.1.1 Filtração direta ascendente 39
3.3.1.2.1.2 Filtração direta descendente 41
3.3.1.2.2 Tratamento em ciclo completo 43
3.3.2 Mecanismos de coagulação 45
3.3.2.1 Compressão da camada difusa 47
3.3.2.2. Adsorção e neutralização de carga 49
3.3.2.3. Varredura 51
3.3.2.4. Adsorção e formação de pontes 53
4. RESÍDUOS GERADOS NAS ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE ÁGUA 55
4.1 Origem dos lodos 55
4.2 Características dos lodos 60
4.3 Produção de lodo e balanço de massa 64
5. TRATAMENTO DE ESGOTO 71
5.1 Organismos presentes no esgoto 75
5.2 Lagoas de estabilização 77
5.2.1 Histórico 77
5.2.2 Conceito de lagoas de estabilização 79
5.2.2.1 Definição 79
5.2.2.1.1 Fenômenos naturais incontroláveis 81
5.2.2.2.Classificação e princípios biológicos das lagoas de
estabilização
82
5.2.2.2.1 Princípios da respiração e fotossíntese. 82
5.2.2.2.2 O papel das bactérias 85
5.2.2.2.3 O papel das algas 85
5.2.2.2.4 Lagoas anaeróbias 88
5.2.2.2.5 Lagoas facultativas 92
5.2.3 Modelos matemáticos utilizados no dimensionamento de lagoas de
estabilização.
96
5.2.3.1 Modelos empíricos. 97
5.2.3.1.1. Lagoas anaeróbias. 97
5.2.3.1.1.1 Método da taxa de aplicação volumétrica. 97
5.2.3.1.1.2 Método do tempo de detenção hidráulico. 98
5.2.3.1.2. Lagoas facultativas 101
5.2.3.1.2.1 Método da taxa de aplicação superficial 101
5.2.3.2 Modelos racionais 103
5.2.3.2.1 Modelo proposto por MC GARRY & PESCOD 104
5.2.3.2.2 Modelo proposto por KAWAI, YANO &
SCHENEIDERMAN
105
5.2.3.2.3 Modelo proposto por YANEZ 106
5.2.3.2.4 Modelo proposto por CUBILLOS 108
5.2.4 Resíduos gerados nos lagoas de estabilização 110
5.2.4.1 Dados e resultados operacionais de lagoas anaeróbias e
facultativas
112
5.2.4.2 Produção de lodo em lagoas anaeróbias e facultativas 115
5.2.4.2.1 Estimativa da formação de lodo em lagoas
anaeróbias e facultativas
120
5.2.4.2.1.1 Estimativa através de taxas empíricas 120
5.2.4.2.1.2 Estimativa através do modelo de SAQQAR &
PESCOD
122
6. METODOLOGIA 126
6.1 Generalidades 126
6.2. Caracterização da área de estudo 126
6.3 Descrição da estação de tratamento de água 129
6.4 Descrição da estação de tratamento de esgoto 134
6.4.1 Processo de tratamento 136
6.5 Pontos de amostragem e coleta das amostras 138
6.6 Seções e campanhas batimétricas para determinação da espessura da camada
de lodo
140
6.7 Análises e exames laboratoriais 143
7. DISCUSSÃO DOS RESULTADOS 145
7.1 Padrões de lançamento de efluentes 145
7.2 Resultados das características físico-químicas e bacteriológicas do esgoto
bruto e efluente das lagoas anaeróbia e facultativa (primeira fase).
146
7.2.1 Temperatura 147
7.2.2 Potencial hidrogeniônico (pH) 147
7.2.3 Sólidos sedimentáveis 148
7.2.4 Demanda bioquímica de oxigênio (DBO) 148
7.2.5 Demanda química de oxigênio (DQO) 150
7.2.6 Nitrogênio Total Kjedhal (NKT) e Nitrogênio Amoniacal 153
7.2.7 Fósforo Total 157
7.2.8 Sólidos em suspensão (SS) 159
7.2.9 Coliformes totais e coliformes termotolerantes 162
7.2.10 Estimativa da Produção de Lodo em Lagoas Anaeróbias 167
7.3. Balanço de massa e avaliação da produção de lodo na ETA. 169
7.4 Resultados das características físico-químicas e bacteriológicas do esgoto
bruto e efluente das lagoas anaeróbia e facultativa (segunda fase).
172
7.4.1 Temperatura 173
7.4.2 Potencial hidrogeniônico (pH) 173
7.4.3 Demanda bioquímica de oxigênio (DBO) 174
7.4.4 Demanda química de oxigênio (DQO) 176
7.4.5 Nitrogênio Total Kjedhal (NKT) e Nitrogênio Amoniacal 178
7.4.6 Fósforo Total 183
7.4.7 Sólidos em suspensão (SS) 185
7.4.8 Coliformes totais e coliformes termotolerantes 188
7.4.9 Estimativa da Produção de Lodo em Lagoas Anaeróbias 192
8.CONCLUSÃO 194
9 RECOMENDAÇÕES 196
10. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 198
ANEXOS 206
LISTA DE QUADROS
Quadro 3.1 Métodos de Tratamento para garantia da qualidade da água 8
Quadro 3.2 Alguns Parâmetros físico-químicos e microbiológicos da
Resolução CONAMA 357/05 e Portaria 518 – Ministério da Saúde.
10
Quadro 3.3 Classificação dos microorganismos em função das
temperaturas de crescimento.
14
Quadro 3.4 Variação do potencial Zeta em função da dosagem de sulfato
de alumínio
16
Quadro 3.5 Reações físico-químicas de efluentes industriais dependentes
de pH.
18
Quadro 3.6 Reações de dureza temporária e permanente 21
Quadro 3.7 Distribuição dos tipos de tratamento empregados nas regiões
do Brasil
25
Quadro 3.8 Classificação dos filtros segundo da velocidade de filtração,
taxa de filtração, sentido de fluxo, o meio filtrante e origem da carga do leito
34
Quadro 3.9 Características básicas dos materiais que devem compor os
filtros, segundo NB-52.
35
Quadro 3.10 Tipos de coagulantes e auxiliares de coagulação mais
utilizados no tratamento de água.
46
Quadro 4.1 Porcentagem de lodo gerados nos decantadores e lavagem dos
filtros.
56
Quadro 4.2 Características dos lodos gerados em ETA’s.
61
Quadro 4.3 Características dos lodos gerados através do processo de
coagulação com sais de alumínio ou ferro.
62
Quadro 4.4 Resíduos encontrados durante os processos de tratamento de
água.
65
Quadro 4.5 Valores teóricos da produção de sólidos. 66
Quadro 4.6 Equações empíricas usadas para o cálculo da quantidade de
lodo produzida em uma ETA.
67
Quadro 4.7 Parâmetros utilizados para a elaboração de um balanço de
massa genérico para um sistema de tratamento de água.
69
Quadro 5.1 Classificação dos esgotos sanitários domésticos. 73
Quadro 5.2 Tipos de tratamentos em função eficiência das unidades. 74
Quadro 5.3 Alguns Grupos de Bactérias Quimiotróficas. 76
Quadro 5.4 – Gêneros de algas presentes nas lagoas de estabilização do
Estado de São Paulo.
87
Quadro 5.5 Taxas de aplicação volumétricas para lagoas anaeróbias. 97
Quadro 5.6 Resultados obtidos com lagoas anaeróbias que tratam despejos
domésticos com períodos de detenção inferior a cinco dias
.
99
Quadro 5.7 Porcentagem de redução de DBO
5
, em função da temperatura
da água e do tempo de detenção hidráulico.
99
Quadro 5.8 Tempos de detenção propostos segundo NBR (1991). 100
Quadro 5.9 Taxas de aplicação superficial adotadas no Brasil. 102
Quadro 5.10 Taxas de aplicação superficial para lagoas facultativas, em
função das condições ambientais do local da implantação.
102
Quadro 5.11 Profundidades recomendadas para lagoas facultativas em
função das características do esgoto afluente ou das condições climáticas
locais.
103
Quadro 5.12 Correlações entre temperatura média das lagoas facultativas e
a temperatura do ar.
103
Quadro 5.13 Composição química e algumas propriedades típicas de lodo
de esgoto.
112
Quadro 6.1 Características do sistema de esgoto sanitário. 134
Quadro 6.2 Características das estações elevatórias de esgoto sanitário. 135
Quadro 6.3 Parâmetros de projeto utilizados no dimensionamento. 135
Quadro 6.4 Dados de projeto das características físicas das lagoas
anaeróbia e facultativa.
137
Quadro 6.5 Dados de projeto da eficiência total da ETE. 137
Quadro 6.6 – Características Físico-químicas e bacteriológicas avaliadas
nos Pontos de Amostragem e Metodologia Analítica.
143
Quadro 6.7 – Equipamentos utilizados na determinação das Características
Físico-químicas e bacteriológicas avaliadas nos Pontos de Amostragem.
143
Quadro 7.1 Parâmetros utilizados para a elaboração de um balanço de
massa genérico para um sistema de tratamento de água.
171
LISTA DE FIGURAS
Figura 3.1 Variação das dimensões das partículas presentes nas águas. 12
Figura 3.2 Cor verdadeira em função da absorvância 13
Figura 3.3 Plano de cisalhamento das partículas. 16
Figura 3.4 Classificação e determinação dos sólidos de amostra de água. 17
Figura 3.5
Relação entre pH e as diversas formas de alcalinidade. 19
Figura 3.6 Natureza das impurezas contidas na água bruta 26
Figura 3.7 Relação entre várias formas das impurezas e alguns processos
de tratamento mais utilizados para sua remoção
27
Figura 3.8 Diversos processos utilizados no tratamento de água bruta,
comparando os tipos de filtração.
28
Figura 3.9 Tecnologias de Tratamento sem coagulação química. 29
Figura 3.10 Configurações básicas distintas de filtração direta. 36
Figura 3.11 Fluxograma geral de um sistema de tratamento completo, com
possíveis variações.
44
Figura 3.12 Curvas resultantes das energias variando concentração de
cargas na camada difusa.
48
Figura 3.13 Configuração esquemática da dupla camada elétrica. 49
Figura 3.14 Interações que ocorrem na coagulação, empregando-se como
coagulante o sulfato de alumínio.
51
Figura 3.15 Mecanismos de coagulação por varredura. 52
Figura 3.16 Reações no mecanismo de adsorção e formação de pontes,
utilizando polímeros.
54
Figura 4.1 Taxa de mortalidade de comunidades bentônicas invertebradas
pela adição de lodos de sulfato de alumínio.
58
Figura 4.2 Esquema do processo de produção de lodo de uma ETA
convencional
59
Figura 4.3 Correlação entre sólidos em suspensão e turbidez para uma
fonte de água bruta com baixa cor.
68
Figura 4.4 Balanço de massa. Reciclagem integral da água de lavagem sem
separação de sólidos para a ETA genérica.
70
Figura 5.1 Composição geral dos despejos domésticos. 72
Figura 5.2 Processos na digestão anaeróbia (os números referem-se a
porcentagens, expressas como DQO).
90
Figura 5.3 - Variação das Zonas Aeróbias e Anaeróbias. 93
FIGURA 5.4 Simbiose entre algas e bactérias. 94
Figura 5.5 Correlação entre fração de nitrogênio amoniacal e taxa de
aplicação superficial.
107
Figura 5.6 Esquema do modelo previsto por SAQQAR e PESCOD. 123
Figura 6.1 Mapa da UGRHI 11- Ribeira do Iguape e Litoral sul. 127
Figura 6.2 Mapa do município de São Lourenço da Serra. 128
Figura 6.3 Esquema da ETA São Lourenço da Serra. 129
Figura 6.4 Entrada de água bruta. 130
Figura 6.5 Tanque de coagulação e floculação. 130
Figura 6.6 Tanque de decantação. 131
Figura 6.7 Filtros. 131
Figura 6.8 Tanque de equalização. 132
Figura 6.9 Volume de água tratada na ETA, utilizado nas lavagens dos filtros
e limpeza dos decantadores.
132
Figura 6.10 Limpeza dos filtros. 133
Figura 6.11 Concepção do sistema de tratamento da fase sólida gerada na
ETA.
133
Figura 6.12 – Esquema Ilustrativo da Estação de Tratamento de Esgoto. 136
Figura 6.13 Coleta de esgoto utilizando balde e corda. 138
Figura 6.14 Ponto de coleta n
o
1( pós caixa de areia). 139
Figura 6.15 Ponto de coleta n
o
2 (entrada da lagoa facultativa). 139
Figura 6.16 Ponto de coleta n
o
3 (saída da lagoa facultativa). 140
Figura 6.17 Pontos de amostragem do lodo e seções batimétricas na lagoa
anaeróbia.
141
Figura 6.18 Ponto de amostragem da espessura do lodo. 141
Figura 6.19 Medição da espessura da camada de lodo. 142
Figura 6.20 Retirada de amostra de lodo. 142
Figura 7.1 Concentração de DBO do esgoto à entrada e à saída das lagoas
anaeróbia e facultativa.
148
Figura 7.2 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de DBO do esgoto à
entrada da lagoa.
149
Figura 7.3 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de DBO do esgoto à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
149
Figura 7.4 Eficiência de remoção de DBO do sistema e da lagoa anaeróbia. 150
Figura 7.5 Concentração de DQO do esgoto à entrada e à saída das lagoas
anaeróbia e facultativa.
151
Figura 7.6 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de DQO do esgoto à
entrada da lagoa anaeróbia.
152
Figura 7.7 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de DQO do esgoto à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
152
Figura 7.8 Eficiência de remoção de DQO do sistema e da lagoa anaeróbia. 153
Figura 7.9 Concentração de Nitrogênio total (NKT) do esgoto à entrada e à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
154
Figura 7.10 Concentração de Nitrogênio amoniacal do esgoto à entrada e à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
154
Figura 7.11 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de Nitrogênio Total
(NKT) do esgoto à entrada e à saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
155
Figura 7.12 Eficiência de remoção de Nitrogênio Total (NKT). 156
Figura 7.13 Eficiência de remoção de Nitrogênio Amoniacal. 156
Figura 7.14 Concentração de Fósforo Total do esgoto à entrada e à saída
das lagoas anaeróbia e facultativa.
157
Figura 7.15 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de Fósforo Total do
esgoto à entrada e à saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
158
Figura 7.16 Eficiência de remoção de Fósforo Total. 159
Figura 7.17 Concentração de SS (mg/L) do esgoto à entrada e à saída das 160
lagoas anaeróbia e facultativa.
Figura 7.18 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de SS do esgoto à
entrada da lagoa anaeróbia.
160
Figura 7.19 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de SS do esgoto à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
161
Figura 7.20 Eficiência de remoção de SS do sistema e da lagoa anaeróbia. 161
Figura 7.21 Densidade de coliformes totais do esgoto à entrada e à saída
das lagoas anaeróbia e facultativa.
163
Figura 7.22 Densidade de coliformes termotolerantes do esgoto à entrada e
à saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
163
Figura 7.23 Diagramas tipo “boxplot” da densidade de coliformes totais do
esgoto à entrada da lagoa anaeróbia.
164
Figura 7.24 Diagramas tipo “boxplot” da densidade de coliformes totais do
esgoto à saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
164
Figura 7.25 Diagramas tipo “boxplot” da densidade de coliformes
termotolerantes do esgoto à entrada lagoa anaeróbia.
165
Figura 7.26 Diagramas tipo “boxplot” da densidade de coliformes
termotolerantes do esgoto à saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
165
Figura 7.27 Eficiência de remoção de coliformes totais do sistema e da
lagoa anaeróbia.
166
Figura 7.28 Eficiência de remoção de coliformes termotolerantes do sistema
e da lagoa anaeróbia.
166
Figura 7.29
Espessura da camada de lodo na lagoa anaeróbia 168
Figura 7.30 Produção média mensal de sólidos no ano de 2004. 170
Figura 7.31 Balanço de massa da ETA (São Lourenço da Serra). 172
Figura 7.32 Concentração de DBO do esgoto à entrada e à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
174
Figura 7.33 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de DBO do esgoto à
entrada da lagoa anaeróbia.
175
Figura 7.34 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de DBO do esgoto à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
175
Figura 7.35 Comparação de eficiências de remoção de DBO do sistema e
da lagoa anaeróbia antes e após lançamento do lodo da ETA.
176
Figura 7.36 Concentração de DQO do esgoto à entrada e à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
177
Figura 7.37 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de DQO do esgoto à
entrada da lagoa anaeróbia.
177
Figura 7.38 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de DQO do esgoto à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
178
Figura 7.39 Comparação de eficiências de remoção de DQO do sistema e
da lagoa anaeróbia.
178
Figura 7.40 Concentração de Nitrogênio total (NKT) do esgoto à entrada e à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
179
Figura 7.41 Concentração de Nitrogênio amoniacal do esgoto à entrada e à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa
179
Figura 7.42 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de NKT do esgoto
bruto e à saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
180
Figura 7.43 Concentrações médias de NKT e nitrogênio amoniacal à
entrada da lagoa anaeróbia.
180
Figura 7.44 Concentrações médias de NKT e nitrogênio amoniacal à saída
da lagoa anaeróbia.
181
Figura 7.45 Concentrações médias de NKT e nitrogênio amoniacal à saída
da lagoa facultativa.
181
Figura 7.46 Eficiência de remoção de NKT do sistema e da lagoa anaeróbia 182
Figura 7.47 Eficiência de remoção nitrogênio amoniacal do sistema e da
lagoa anaeróbia.
182
Figura 7.48 Concentração de fósforo total do esgoto à entrada e à saída
das lagoas anaeróbia e facultativa.
183
Figura 7.49 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de fósforo total do
esgoto à entrada da lagoa anaeróbia.
184
Figura 7.50 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de fósforo total à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
184
Figura 7.51 Eficiência média de remoção de fósforo total da lagoa
anaeróbia e do sistema.
185
Figura 7.52 Concentração de sólidos suspensos do esgoto à entrada e à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
186
Figura 7.53 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de sólidos suspensos
do esgoto à entrada da lagoa anaeróbia.
186
Figura 7.54 Diagramas tipo “boxplot” da concentração de sólidos suspensos
do esgoto à saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
187
Figura 7.55 Eficiência média de remoção de sólidos suspensos da lagoa
anaeróbia e do sistema.
187
Figura 7.56 Densidade de coliformes totais do esgoto à entrada e à saída
das lagoas anaeróbia e facultativa.
188
Figura 7.57 Densidade de coliformes termotolerantes (NMP/100ml) do
esgoto à entrada e à saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
189
Figura 7.58 Diagramas tipo “boxplot” da densidade de coliformes totais do
esgoto à entrada da lagoa anaeróbia.
189
Figura 7.59 Diagramas tipo “boxplot” da densidade de coliformes totais do
esgoto à saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
190
Figura 7.60 Diagramas tipo “boxplot” da densidade de coliformes
termotolerantes do esgoto à entrada da lagoa anaeróbia.
190
Figura 7.61 Diagramas tipo “boxplot” da densidade de coliformes
termotolerantes do esgoto à saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
191
Figura 7.62 Eficiência de remoção de coliformes totais do sistema e da
lagoa anaeróbia.
191
Figura 7.63 Eficiência de remoção de coliformes termotolerantes do sistema
e da lagoa anaeróbia.
192
Figura 7.64
Espessura da camada de lodo na lagoa anaeróbia 193
LISTA DE TABELAS
Tabela 3.1 Parâmetros de qualidade de água bruta e de projetos
(máximos), sugeridos para tecnologias sem coagulação química.
31
Tabela 3.2 Principais parâmetros de qualidade da água bruta e de projetos. 40
Tabela 3.3 Principais parâmetros de qualidade e de projetos sugeridos. 42
Tabela 4.5 Características dos lodos dos decantadores das ETA’s da RMSP.
63
Tabela 4.6 Características das águas residuárias de ETA’s convencionais,
usando [Al
2
(SO
4
)
3
] como coagulante.
63
Tabela 5.1 Levantamento de dados operacionais em várias lagoas
anaeróbias dos Estados de São Paulo e Paraná.
113
Tabela 5.2 Lagoas de estabilização de Mairiporã (SP) coleta janeiro de
1976 a março de 1977.
113
Tabela 5.3 Determinação de série nitrogenada e fosfato solúvel nas lagoas
de Mairiporã (SP) – maio 1977
114
Tabela 5.4 Resultados operacionais lagoas de Mairiporã (SP). 114
Tabela 5.5 Lagoas de estabilização de Guará (Brasília). 115
Tabela 5.6 Características e quantidade do lodo produzido em vários
sistemas de tratamentos de esgoto
116
Tabela 5.7 Taxa de produção de lodo. 117
Tabela 5.8 Características dos lodos acumulados nas lagoas anaeróbias do
município de Tatuí.
118
Tabela 5.9 Características dos lodos acumulados nas lagoas facultativas
secundárias do município de Tatuí.
119
Tabela 5.10 Concentração de sólidos no lodo e taxas de acumulação em
diversas lagoas de estabilização.
120
Tabela 5.11 Estimativa de produção de lodo em diferentes processos de
tratamento de esgotos sanitários.
122
Tabela 7.1 Valores limites estabelecidos para corpo receptor Classe 2 de
acordo com Resolução CONAMA 357/05 e Decreto 8468/76,relativos às
análises realizadas.
146
Tabela 7.2 Valores mínimos, médios e máximos das variáveis analisadas
durante monitoramento da ETE.
146
Tabela 7.3 Resultado de ensaio batimétrico na lagoa anaeróbia. 168
Tabela 7.4 Variação da turbidez da água bruta, dosagens de coagulantes e
produção de sólidos.
169
Tabela 7.5 Valores mínimos, médios e máximos das variáveis analisadas
durante monitoramento da ETE.
173
Tabela 7.6 Resultado de ensaio batimétrico na lagoa anaeróbia.. 193
1. INTRODUÇÃO
Ao se estudar a história do homem, MANCUSO (2003) comenta que
grande parte da água dos vales fluviais férteis era utilizada pelo homem na
irrigação e na agricultura, enquanto somente uma pequena parcela era
consumida pela população. Desde então, os conhecimentos sobre a origem
das doenças de veiculação hídrica eram limitados e os processos de
tratamento de água empregados visavam apenas melhorar o sabor e seu
aspecto visual.
Ao longo dos anos foram realizados
estudos aprofundados sobre as doenças
veiculadas pela água e conseqüentemente a
forma de se evitá-las. Em meados de 1854,
após a epidemia ocorrida no distrito de Broad
Street, Londres, o médico sanitarista John
Snow, através de estudos ligados à
epidemiologia, descobriu o modo de
transmissão da cólera. Com isso, seu trabalho
intitulado “On the Mode of Communication of
Cholera“ (1865) tornou-se um clássico da
literatura médica e da engenharia sanitária
(MANCUSO 2003).
Atualmente, mesmo com a implantação de
novas tecnologias no tratamento das águas,
alguns fatores como: a escassez de mananciais
em certas regiões do Brasil, o aumento da
demanda para consumo humano, o elevado
grau de poluição e contaminação, em conjunto
com as deficiências de saneamento básico, tem
cooperado de forma significativa, cerca de 60%,
no número de internações hospitalares. (Di
BERNARDO 2002).
Segundo BRAGA et al (2003), a
Organização Mundial da Saúde (OMS) estima
que 25 milhões de pessoas morrem por ano,
como conseqüência da qualidade insatisfatória
dos recursos hídricos, através de doenças
transmitidas pela água (cólera e diarréia), além
de outros problemas como metamoglobinemia
(elevado teor de nitratos), cáries dentárias (falta
de flúor), saturnismo (presença de chumbo). A
OMS considera também que 70% da população
rural e 25% da população urbana de países em
desenvolvimento não dispõem de
abastecimento adequado de água potável.
Portanto, é de fundamental importância
que a água, por se tratar de um recurso
natural indispensável à vida dos animais e
vegetais, contenha substâncias essenciais e
esteja isenta ou com reduzidas
concentrações de outros elementos e
microorganismos nocivos à saúde humana e
aos organismos que compõem as cadeias
alimentares (BRAGA et al 2003).
Um aspecto importante e de certa forma
um problema de Saúde Pública citado por
Postel (1992), refere-se ao fato de que, mesmo
uma parcela da água do planeta ao se
transformar em água doce através do processo
contínuo de seu ciclo natural e,
aproximadamente 40.000.000 m
3
serem
transferidos dos oceanos para a terra
renovando seu suprimento, o mau uso da água
captada, a distribuição desigual de precipitação
e o acelerado crescimento populacional levam
aproximadamente 26 países, cerca de 262
milhões de pessoas, a conviverem com
escassez deste recurso natural (MANCUSO
2003).
Inúmeras regiões no Brasil também
sofrem com a escassez dos recursos hídricos
devido principalmente a alterações da qualidade
do manancial, ao crescimento populacional, a
expansão industrial e a concentração
demográfica. Surge então a necessidade da
escolha de outros mananciais como fonte de
abastecimento ou aplicação de processos de
tratamento que garantam os padrões de
potabilidade estabelecidos pelo Ministério da
Saúde (PROSAB 3 2003).
As Estações de Tratamento de Água
(ETA’s), ditas convencionais, são constituídas
por unidades de coagulação, floculação,
sedimentação, filtração seguida de desinfecção.
Em diversos países da Europa e nos Estados
Unidos os processos utilizados são comparados
a processos industriais, pois a matéria prima
(água bruta), após diversas operações e
processos, resulta em um produto final (água
tratada), gerando uma certa quantidade de
resíduos. Os resíduos (lodo), tanto do ponto de
vista quantitativo quanto qualitativo,
representam um problema sério para as
empresas gerenciadoras e são provenientes
dos decantadores e águas de lavagem dos
filtros que, em função da água bruta e do
processo empregado, apresentam
características e qualidades variadas (AWWA
1999).
Segundo TSUTIYA (2001), a
caracterização do lodo deve estar relacionada à
alternativa de disposição final desejada e não
apenas na caracterização dos parâmetros
estabelecidos pela NBR 10004.
Conforme MONTGOMERY (1985), os
resíduos gerados durante o tratamento são
calculados a partir do tipo, da dosagem de
coagulante utilizada e da qualidade da água
bruta. O total de lodo produzido pode ser
estimado somando-se a quantidade de sólidos
suspensos presentes na água bruta (turbidez) e
o lodo gerado pela adição de coagulantes.
Alguns projetos levam em consideração a
relação (1:1) entre sólidos em suspensão (SS) e
turbidez (TU) pois na análise do balanço de
massa, as determinações das concentrações de
sólidos presentes nos processos unitários
integrantes do sistema de tratamento são
trabalhosas (FERNANDES 2002).
GRANDIM (1992) comenta que, ao
contrário dos lodos das ETE’s, que necessitam
estabilização biológica, o lodo das ETA’s
requerem somente adensamento,
condicionamento e desidratação, de tal forma
que os custos de transporte e disposição sejam
os mais reduzidos possíveis.
Conforme BRATBY (1989), em repouso o
lodo apresenta características gelatinosas,
tornando-se mais fluido quando movimentado,
além disso, os resíduos sólidos provenientes de
águas brutas com baixa turbidez são
compressíveis e resistentes ao adensamento e
desidratação. Em geral, os lodos das ETA’s
apresentam baixa quantidade de matéria
orgânica biodegradável, relação DQO/DBO
5
da
ordem de 15:1, sendo a fração de sólidos
voláteis cerca de 30% dos sólidos secos ou
totais.
Um aspecto importante quanto ao
gerenciamento e disposição final no meio
ambiente do lodo da ETA, refere-se ao fato
desse material, pela presença de impurezas
removidas na água bruta, apresentar grande
potencial poluidor, compostos químicos
resultantes da incorporação de coagulantes e
condicionantes utilizados durante o processo de
tratamento, contribuindo com aumento da
quantidade de sólidos, assoreamento,
alterações de cor e turbidez, composição
química e demanda de oxigênio (SCALIZE
2003).
A nova tendência das diversas técnicas de
tratamento de água consiste em obter um
tratamento tão eficiente quanto o convencional,
que utiliza decantadores antecedendo o
processo de filtração, com significativa redução
da quantidade de lodo gerado. A filtração direta
é uma dessas técnicas que empregam
coagulação química como base para remoção
de partículas coloidais. Embora dependa muito
da qualidade do manancial, nesse tipo de
tratamento são eliminadas unidades de
decantação e, algumas vezes os floculadores,
além da redução significativa da quantidade de
coagulantes utilizadas em comparação ao
tratamento convencional, resultando em
menores massas de lodo (REALI 1999).
BAKER (1982) apud TEIXEIRA (1999),
revela que a disposição de resíduos contendo
alumínio inorgânico com baixos valores de pH (
< 5,5) causam uma série de problemas ao
ambiente aquático e ao meio ambiente, pois o
alumínio empregado no processo pode ser
tóxico aos microorganismos aquáticos,
bloqueando a respiração dos peixes, além de
provocar o acúmulo nos leitos dos rios,
impossibilitando o crescimento dos organismos
que ali se desenvolvem.
Um processo muito aplicado em alguns
países da Europa e nos Estados Unidos para
minimizar o problema de lançamento do lodo
em corpos d água consiste em dispor esses
resíduos gerados nas ETA’s em Estações de
Tratamento de Esgotos (ETE’s), sendo
transportados em caminhões ou lançados nas
redes coletoras (SCALIZE 1999).
Di BERNARDO (2002), ressalta que esta
proposta parece ser bastante interessante do
ponto de vista econômico, pois haverá redução
significativa no custo de operação e
manutenção da estação com a simples
eliminação de uma unidade de tratamento de
resíduos, embora o problema de gerenciamento
do lodo estará sendo transferido para a ETE.
Entretanto, CORNWELL & KOPPERS
(1990) alertam que alguns procedimentos
devem ser analisados de forma criteriosa antes
do lançamento na estação de tratamento de
esgoto, principalmente em algumas unidades
da estação (digestores de lodo e decantadores
primários), que receberão as impurezas dos
resíduos da ETA.
2. OBJETIVO
2.1 Geral
O presente trabalho tem como objetivo:
¾ Avaliar o impacto do
lançamento dos resíduos gerados na
Estação de Tratamento de Água na Estação
de Tratamento de Esgoto do município de
São Lourenço da Serra (SP).
2.2. Específicos
¾ Realizar revisão bibliográfica em
relação ao uso das lagoas como forma de
tratamento para comunidades de pequeno e
médio porte
¾ Efetuar o balanço de massa e
produção do lodo da estação de tratamento de
água
¾ Caracterizar e comparar
segundo parâmetros físico-químicos e
bacteriológicos o esgoto bruto e os
efluentes das lagoas anaeróbia e facultativa,
antes e após lançamento do lodo gerado na
ETA.
¾ Discutir os resultados obtidos
pelas análises em comparação com os
parâmetros exigidos pela legislação do Estado
de São Paulo (Decreto 8468/76) e legislação
federal (CONAMA 357/05).
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1 Generalidades
Registros relatam que desde 2000 a.C,
o ser humano busca melhorar a qualidade
da água a ser consumida. Desde aquela
época até os dias de hoje, os métodos de
tratamento estão constantemente sendo
aperfeiçoados levando-se em consideração
baixos custos de operação, manutenção e
principalmente redução significativa de
geração de lodo. Em função das variações
sazonais das condições dos mananciais, os
padrões de qualidade tem sido obtidos por
meio de análises químicas e tecnologias
avançadas (AWWA 1990).
O lançamento desordenado de esgoto
nos corpos d’água gera conflitos com o uso da
água como recurso municipal. Visando
assegurar a qualidade e melhorar o
aproveitamento desse bem natural, seu controle
torna-se algo imprescindível. Os mananciais no
Brasil são classificados segundo a Resolução
do CONAMA n
o
357/05, onde são estabelecidos
limites dos parâmetros físicos, químicos,
biológicos e indicadores específicos para cada
classe. Tal medida tem demonstrado ser um
instrumento fundamental para garantia da
qualidade das águas doces, salobras e salinas
(MACÊDO 2004).
O objetivo principal de uma Estação de
Tratamento de Água é garantir uma melhor
qualidade da água, tornando-a biológica e
quimicamente segura para consumo humano e
fins higiênicos, com custos de operação e
manutenção razoáveis. (AWWA 1990).
Vale ressaltar que o tipo de tratamento
exigido depende da natureza e do grau da
qualidade do manancial. Por exemplo, se a
água captada apresentar padrões aceitáveis de
substâncias químicas e aspectos físicos
favoráveis, um simples processo de
desinfecção reduz a contaminação de
microorganismos. Caso contrário, se houver cor
ou turbidez, serão necessários outros tipos de
tratamento como: coagulação seguidos de
sedimentação, filtração e desinfecção. A seguir
no quadro 3.1 são apresentados alguns
métodos de tratamento para garantir a
qualidade da água (BARNES 1981).
Quadro 3.1 Métodos de Tratamento para
garantia da qualidade da água.
Propriedade Tratamento Aplicado
Cor
Coagulação e filtração (com carvão ativado)
Oxidação com cloro ou ozônio
Turbidez
Coagulação e filtração (coagulação pode ser
dispensada caso a água contenha baixa turbidez)
Sabor e Odor
Adsorsão com carvão ativado
Coagulação e filtração
Cloração, Ozonização, Aeração
pH
Corrigido com adição de ácido ou
alcali ( H
2
SO
4
, HCl, Na
2
CO
3
, Ca(OH)
2
Bactérias
Coliformes menos que 50/100 ml : desinfecção com cloro ou ozônio
Coliforme 50-5000/100 ml: coagulação, filtração e
desinfecção
Coliforme > 5000/100 ml ( E coli > 2000/100ml):
tratamento avançado
FONTE: BARNES (1981)
Conforme Di BERNARDO (1993), para
se evitar problemas futuros com alterações
representativas na qualidade de água,
comprometendo assim seu tratamento, é
fundamental que antes da escolha do
manancial sejam feitos estudos a respeito da
bacia hidrográfica, principalmente sobre sua
qualidade que pode variar tanto sazonalmente
quanto ao longo dos anos e, o autor também
ressalta que as tecnologias apresentadas nas
literaturas servem apenas como orientação da
melhor técnica possível de ser aplicada.
Durante seu período de utilização,
levantamentos sanitários devem ser executados
freqüentemente a fim de se descobrir alterações
na qualidade da água. A definição exata do
processo empregado depende de ensaios
laboratoriais ou projeto piloto. Outros fatores
além do tecnológico devem ser levados em
consideração na implantação do sistema:
¾ condições sócio-econômicas da
comunidade e posição geográfica que ocupa
em relação às regiões desenvolvidas em um
mesmo país.
¾ capacidade da estação de tratamento
de água;
¾ disponibilidade de recursos próprios
ou capacidade de endividamento através de
financiamento;
¾ mão de obra disponível e qualificada
para construção, operação e manutenção da
estação;
¾ disponibilidade de produtos químicos
e materiais de construção em regiões próximas
ou locais;
¾ padrão de potabilidade.
Os limites máximos permitidos para
inúmeros parâmetros que devem ser
respeitados em toda água para consumo
podem ser encontrados na Portaria n
o
518,
estabelecido pelo Ministério da Saúde em 25 de
março de 2004, publicado no Diário Oficial da
União em 26 de março de 2004, sob o título
Padrão de Potabilidade vigente no Brasil, onde
as instituições ou órgãos aos quais se aplicam
as normas devem promover as adequações
necessárias a seu cumprimento.
Portanto, toda água destinada ao
consumo humano deve obedecer aos padrões
de potabilidade da Portaria n
o
518 e, fica a
cargo das estações de tratamento atingirem os
valores considerados, conforme quadro 3.2,
onde também são apresentados alguns padrões
de qualidade exigidos pela resolução do
CONAMA 357/05 em rios classe 1 e classe 2
(AZEVEDO NETTO 1986).
Quadro 3.2 Parâmetros físico-químicos e
microbiológicos da Resolução CONAMA 357/05
e Portaria 518 – Ministério da Saúde.
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Sabor/Odor Não
objetável
Não objetável
Não
objetável
pH 6,0 – 9,0 6,0 – 9,0 6,0 – 9,5
Cor (mg Pt-Co/L e UH) 75 15
O.D. (mg O
2
/L) >5 >5 -
Cor Aparente - 15
Turbidez (UNT) <40 <100 <5
DBO5 (mg O
2
/L) <3 <5 -
Cloretos (mg CL
-
/L) 250 250 250
Nitratos (mg N/L) 10,0 10,0 10,0
Nitrito (mg N/L) 1,0 1,0 -
Ferro solúvel (mg Fe/L) 0,3 5,0 0,3
Manganês (mg/L Mn) 0,1 0,5 0,1
Sólidos dissolvidos
(mg/L)
500 500 1000
Dureza (mg CaCO
3
/L) - 500
Sulfatos (mg SO
4
2-
/L) 250 250 250
Cloro residual (mg Cl2/L) 0,01 0,01 >0,2
Coliformes
termotolerantes
(UFC/100ml) *
até 200 até 1000 Ausência
* Resolução CONAMA 357: deve ser
avaliado em 80% ou mais pelo menos 6
amostras, coletadas durante o período de um
ano, com freqüência bimestral.
Portaria 518- M.S.: sistemas que
analisam 40 ou mais amostras por mês:
Ausência em 100 ml em 95% das amostras
examinadas no mês
FONTE: MACÊDO (2004)
3.2 Características da água.
3.2.1 Características físicas.
Embora tenham pouca importância do
ponto de vista sanitário, as características
físicas: cor, turbidez, sabor e odor, temperatura
e condutividade elétrica, podem ser
determinantes na escolha do tratamento (DI
BERNARDO 2002).
3.2.1.1 Turbidez
A turbidez está relacionada à presença
de partículas em suspensão e em estado
coloidal, provocando difusão e absorção,
alterando assim a penetração da luz. Pode ser
causada por microorganismos, silte, argila,
areia fina em suspensão entre outros, sendo
mais difíceis de serem removidas nas ETA’s as
partículas de menor tamanho com reduzida
densidade específica e baixa velocidade de
sedimentação. As partículas de maiores
dimensões, ao contrário, ao se sedimentarem
formam bancos de lodo, criando condições para
geração de gás metano e gás carbônico, além
de outros gases como: o sulfídrico e o
nitrogênio gasoso através do processo de
digestão anaeróbia.
Segundo Di BERNARDO (2002), maior
será a eficiência da desinfecção, quanto menor
for a turbidez da água a ser tratada na ETA.
Embora possam ocorrer valores idênticos de
turbidez com variações no número e tamanho
das partículas, são preferidas as de menores
dimensões para garantia de uma melhor
desinfecção.
A seguir na Figura 3.1 pode ser
observada a variação das dimensões das
partículas presentes na água
Figura 3.1 Variação das dimensões das
partículas presentes nas águas.
FONTE: DI BERNARDO (2002)
3.2.1.2 Cor
A quantificação da cor, do ponto de vista
sanitário, é de extrema importância uma vez
que, ao entrarem em contato com cloro livre no
processo de desinfecção, as substâncias
húmicas, que originam cor nas águas através
da decomposição de plantas e animais, são as
Sólidos
Coloida
Sólidos
Em
Sólidos
dissolvid
Difração
Com raio
Microscópi
o
Ultra-
Microscópi
Tamanho
dos
interstícios
do
10
-
5
10
-
4
10
–
3
10
–
2
10
–
1
1
10
10
2
10
3
Bactéri
Algas
precursoras da formação de trialometanos e
organoclorados.
Segundo BRANCO (1991), a cor da água
é resultado do processo de decomposição que
ocorre no meio ambiente, por esse motivo as
águas superficiais estão mais sujeitas a terem
cor do que as águas subterrâneas. Alguns íons
metálicos como ferro e manganês, plâncton,
macrófitas e despejos industriais podem
produzir cor nas águas. A partir da
centrifugação por 30 min., com rotação de
3.000 rpm, ou de água filtrada em membrana de
45 micrômetro utilizando-se o sobrenadante da
amostra de água, obtém-se a cor verdadeira,
causada por material dissolvido e colóides. Já a
cor dita aparente, pois é como o homem a vê, é
resultado da reflexão e dispersão da luz nas
partículas em suspensão, nas partículas
coloidais e microorganismos, responsáveis pela
turbidez .
De acordo com Di BERNARDO (1993),
as substâncias húmicas, geralmente compostas
por ácidos húmico e fúlvico em função do seu
pH, interferem na medida da cor, pois as
dimensões de suas moléculas variam com o pH
e com o grau de polimerização (entre 3,5 e 10
ηm) e, como pode ser visto na figura 3.2
(relação cor verdadeira x absorvância), quanto
menor o pH, maior o valor da cor.
Figura 3.2 Cor verdadeira em função da
absorvância
FONTE: DI BERNARDO (2002)
3.2.1.3 Sabor e Odor
As principais fontes geradoras de sabor e
odor nas águas são resultantes: da
decomposição da matéria orgânica, despejos
industriais e atividades biológicas dos
microorganismos. Conforme BRANCO (1986),
os ácidos graxos presentes nas células das
algas são os responsáveis por causar sabor e
odor nas águas de abastecimento.
Ainda segundo o autor, a quantificação e
detecção dessas duas propriedades variam
muito de indivíduo para indivíduo, dependendo
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25
Absorvância
Cor Verdadeira (uH)
pH =3,0
pH = 5,0
pH =7,0
pH = 8,0
exclusivamente da sensibilidade de cada ser
humano e do tempo de exposição que tende a
diminuir com o tempo.
PIVELI (1996), cita que águas
eutrofizadas onde ocorrem florações de algas,
devido à presença de grandes quantidades de
macronutrientes, quando liberados de
compostos orgânicos biodegradáveis
manifestam sabor e odor. Como processo de
remoção, podem ser empregados: aeração,
aplicação de técnicas oxidativas (cloro, peróxido
de hidrogênio e ozonização), além do método
de adsorção em carvão ativado granular ou em
pó.
3.2.1.4 Temperatura
A temperatura influencia nas reações
químicas e biológicas, na eficiência na
desinfecção, na solubilidade de gases
dissolvidos, no desempenho das unidades de
mistura rápida, floculação, decantação e
filtração. Com o aumento da temperatura, a
solubilidade dos gases diminui e a dos sais
minerais aumenta, interferindo diretamente no
crescimento dos microorganismos e, como
pode ser observado no Quadro 3.3, cada
microorganismo possui uma faixa ideal de
temperatura (BRANCO 1991).
Quadro 3.3 Classificação dos
microorganismos em função das temperaturas
de crescimento.
Temperatura (
o
C) Grupo
Mínima Ótima Máxima
Termófilos 40-45 55-75 60-90
Mesófilos 5-15 30-45 35-47
Psicrófilos -5 a +5 12-15 15-20
Psicrotróficos -5 a +5 25-30 30-35
FONTE: ICMSF (1980)
BABITT, DOLAND E CLEASBY (1976),
mencionam que a faixa ideal de temperatura da
água para consumo humano situa-se entre 4,4
a 10
o
C, tornando-se menos aceitável a valores
superiores a 10
o
C.
3.2.1.5 Potencial ZETA
É um parâmetro bastante empregado na
avaliação da estabilidade e tendência à
floculação dos colóides. A medida do potencial
zeta corresponde à diferença de potencial entre
a camada de íons que circundam a partícula e o
ponto onde existam concentrações iguais de
ânions e cátions.
De acordo com FERREIRA FILHO
(1993), existe uma relação direta do valor do
potencial zeta com a velocidade que a partícula
coloidal se desloca sob ação de um campo
eletrostático. Esta velocidade recebe o nome de
velocidade eletroforética.
No Quadro 3.4 são apresentadas
variações do potencial zeta em função da
dosagem de coagulantes, resultante de ensaios
de coagulação realizados por DI BERNARDO
(1993) utilizando o sulfato de alumínio PA e
água bruta com as seguintes características:
turbidez = 10 UT, alcalinidade total 10 mg/L de
CaCO
3,
pH=6,7, potencial zeta = -16,3 mV. O
autor chegou a conclusão que a coagulação
ocorreu por neutralização de cargas das
impurezas, uma vez que houve reversão de
cargas quando se utilizou dosagem de 6,0
mg/L.
Segundo YOKOSAWA (1994) apud
PAVANELLI (2001), o potencial zeta depende
do pH do meio e da espessura da dupla
camada elétrica resultante da concentração de
íons adsorvidos e da força iônica da suspensão.
Dessa forma, se as partículas tiverem cargas
resultantes próximas a nula e com a
transferência do movimento browniano das
partículas ao colóide ocorrerá a aglomeração
das partículas e conseqüentemente formação
de flocos. Entretanto, se as partículas
possuírem carga alta, estas são repelidas umas
das outras e o colóide torna-se estável.
Quadro 3.4 Variação do potencial Zeta
em função da dosagem de sulfato de alumínio
Dosagem de sulfato de alumínio Potencial Zeta (mV)
O -16,1
2 -12,7
4 -3,0
6 +3,6
FONTE: DI BERNARDO (2002)
A figura 3.3 apresenta o plano de
cisalhamento, onde geralmente a uma certa
distância da superfície da partícula se inicia a
camada difusa.
Figura 3.3 Plano de cisalhamento das
partículas.
FONTE: Di BERNARDO (1993)
3.2.2 Características químicas
BRANCO (1991) considera os
parâmetros químicos como um dos mais
importantes na caracterização da qualidade de
uma água, pois permitem:
¾ através dos íons, classificar a água
por seu conteúdo natural;
¾ determinar a origem dos poluentes e
seu grau de contaminação;
¾ identificar possíveis fontes e
caracterizar picos de concentração de
poluentes tóxicos;
¾ avaliar o equilíbrio bioquímico,
fundamental para manutenção da vida aquática
e suas necessidades nutricionais.
A figura 3.4 apresenta a classificação e
determinação dos sólidos de amostra de água
Amostra da água
50 ou 100 ml
Filtrar membrana
com poro 1,2 um
Evaporar a 180
o
Pesar o resíduo
Calcinar a 550
o
Pesar a cinza
Sólidos dissolvidos
volateis.
Sólidos
dissolvidos. fixos
Sólidos dissolvidos
Sólidos totais
Evaporar a 180
o
Sólidos em
Pesar o resíduo
Calcinar a 550
o
Pesar a cinza
Sólidos suspensão.
volateis.
Sólidos
sus
p
ensão. fixos
Figura 3.4 Classificação e determinação
dos sólidos de amostra de água.
FONTE: MACEDO (2004)
3.2.2.1 pH
Trata-se de importante parâmetro em
vários estudos do saneamento ambiental.
Utilizado para expressar a acidez de uma
solução, representa a atividade do íon
hidrogênio na água, na forma de logaritmo,
resultante inicialmente da dissociação da
molécula da água e acrescida pelo hidrogênio
proveniente de outras fontes como: efluentes
industriais, dissociação de ácidos orgânicos e
outras substâncias que apresentam reação
ácida com a água (PIVELI 1996).
Diversas etapas do tratamento
dependem dos valores de pH, principalmente
nas fases de coagulação e floculação, pois
existe uma condição de “pH ótimo”, onde as
partículas coloidais possuem uma menor
quantidade de carga eletrostática superficial,
otimizando a floculação. É um importante
padrão de potabilidade e, segundo Portaria 518
do Ministério da Saúde, para águas de
abastecimento público seu valor deve situar-se
entre 6,5 e 8,0.
No Quadro 3.5 são apresentadas
reações físico-químicas de efluentes industriais
dependentes de pH.
Quadro 3.5 Reações físico-químicas de
efluentes industriais dependentes de pH.
Reações pH
Precipitação química de metais pesados
Elevado
Oxidação química de cianeto
Elevado
Redução de cromo hexavalente a forma trivalente
Baixo
Oxidação química de fenóis
Baixo
Quebra de emulsões oleosas mediante
acidificação
Elevado
Arraste da amônia convertida à forma gasosa
Elevado
FONTE: adaptado PIVELI (1996)
3.2.2.2 Alcalinidade
A alcalinidade pode ser definida como a
capacidade da água de neutralizar ácidos, ou
seja, reagir quantitativamente com um ácido
forte até um valor definido de pH. Devido à
atuação ácida dos coagulantes em soluções, a
alcalinidade é importante no processo de
coagulação e ótimo indicador de coagulante a
ser empregado o tratamento de água. Se a
alcalinidade da água for alta, provavelmente o
sulfato de alumínio não é o coagulante indicado
(PAVANELLI 2001).
Nas águas naturais, em função do pH,
podem ser encontradas três tipos de
alcalinidade: a hidróxido (OH
-
), a carbonato
(CO
3
-
) e a bicarbonato (HCO
3
-
), como mostra a
Figura 3.5. Entretanto, somente duas formas de
alcalinidade podem estar presentes
simultaneamente numa mesma amostra, pois
haveria reação entre hidróxidos e bicarbonatos,
levando a formação de carbonatos segundo a
reação abaixo (MACÊDO, 2004).
OH
-
+ HCO
3
-
H2O + CO
3
-2
Figura 3.5
Relação entre pH e as
diversas formas de alcalinidade.
FONTE: adaptado MACÊDO (2004)
3.2.2.3 Acidez
Faixa
pH
4,4
8,3
9,4
Bicarbonatos
Carbonatos e Bicarbonatos
Hidróxidos e Carbonatos
A acidez da água pode ser definida
segundo PIVELI (1996), como a capacidade de
reagir quantitativamente com uma base forte
até um valor definido de pH, devido à presença
de ácidos fortes, ácidos fracos, e alguns sais de
características ácidas (cloreto férrico, sulfato de
alumínio.)
Como nas águas naturais dificilmente
são encontrados ácidos fortes, a acidez de uma
água ocorre pela dissolução do CO
2
presente
na faixa de valores de pH entre 4,5 e 8,3 (DI
BERNARDO 2002).
O gás carbônico é um componente
natural das águas que, quando dissolvido, leva
a formação de acidez carbônica segundo
reação mostrada abaixo.
CO
2
+ H
2
O H
2
CO
3
Já a acidez mineral é resultante da
oxidação das sulfobactérias ou pela hidrólise de
sais minerais de metais presentes nos despejos
industriais, materiais orgânicos ou sintéticos. Do
ponto de vista sanitário, a acidez tem pouco
significado, sendo importante parâmetro
vinculado a problemas de corrosão.
3.2.2.4 Dureza
Definida como a medida da capacidade
de precipitar sabão, a dureza de uma água é
expressa em termos de quantidade equivalente
de CaCO
3
. Causada pela presença de íons
metálicos (cálcio(Ca
2+
) e magnésio(Mg
2+
)),
geralmente associados ao íon sulfato, além de
outros cátions que conferem dureza às águas
porém em menor grau, por exemplo: ferro e
manganês (Fe
2+
e Mn
2+
associado ao nitrato),
estrôncio (Sr
2+
associado ao cloreto).
Di BERNARDO (2002), cita que alguns
estudos relacionam a dureza da água com
incidência de doenças de problemas
cardiovasculares e com aumento do teor do
colesterol. Do ponto de vista hidráulico, a
dureza das águas está associada a
incrustações em sistemas de água quente,
causando sérios problemas nos aquecedores.
A dureza de uma água pode ser
classificada ainda quanto à associação a íons
positivos e negativos. Quanto ao cátion
associado, a dureza é classificada como dureza
ao cálcio e dureza ao magnésio e, dureza total,
resultante da soma da dureza de ambos citados
acima, geralmente expressa em mg/L de
CaCO
3.
Quanto ao ânion associado, a dureza é
classificada como temporária. Neste caso, o
cálcio e o magnésio encontram-se associados a
bicarbonatos que, pela ação do calor ou reação
com substâncias alcalinas, provocam formação
de carbonatos, formando incrustações ao se
precipitarem. A dureza permanente resulta da
presença de sulfatos de cloretos de cálcio e/ou
magnésio em solução, neste caso a ação do
calor não influencia sobre esse tipo de dureza,
a seguir na quadro 3.6 são apresentadas as
reações de dureza permanente e temporária
(SHREVE e BRINK JR 1977).
Quadro 3.6 Reações de dureza
temporária e permanente.
Reações de dureza temporária
Ca(HCO
3
)
2
(solúvel)+ calor CaCO
3
+ H
2
O + CO
2
Mg(HCO
3
)
2
(solúvel) + calor MgCO
3
+ H
2
O + CO
2
MgCO
3
+ H
2
O Mg(OH)
2
+ CO
2
Ca(HCO
3
)
2
+ 2NaOH CaCO
3
+ Na
2
CO
3
+ 2H
2
O
Mg(HCO
3
)
2
+ 2NaOH MgCO
3
+ Na
2
CO
3
+ 2H
2
O
Reações de dureza permanente
CaCl
2
+ NaCO
3
CaCO
3
+ 2NaCl
MgCl
2
+ Ca(OH)
2
Mg(OH)
2
+ CaCl
2
CaSO
4
+ Na
2
CO
3
CaCO
3
+ Na
2
SO
4
MgSO
4
+ Na
2
CO
3
+ Ca(OH)
2
Mg(OH)
2
+ CaCO
3
+ Na
2
SO
4
FONTE: adaptado SHREVE e BRINK JR
(1977).
3.2.2.4 Compostos Orgânicos
Os compostos orgânicos surgem nas
águas a partir de três fontes: a primeira pela
presença substâncias húmicas, microrganismos
e seus metabólitos e hidrocarbonetos
aromáticos a partir da quebra de moléculas de
substâncias orgânicas naturais, a segunda
como resultado das atividades antrópicas, com
lançamento de despejos domésticos ou
industriais tratados ou não, escoamento
superficial urbano ou rural e, por último, nas
reações que ocorrem em ETA’s, podendo haver
formação de trialometanos e halo-acetonitrilas
(Di BERNARDO 1993).
Segundo Di BERNARDO (2002), para
uma rápida e precisa determinação da
concentração de compostos orgânicos impostos
pela legislação, a exigência de equipamentos
sofisticados e operadores especializados
representam sérias dificuldades para órgãos de
controle de poluição e operadores de ETA’s.
Em mananciais sujeitos a contaminação de
compostos nocivos à população, devem ser
empregados carvão ativado no tratamento e
evitar a captação da água de superfície e do
lodo sedimentado no fundo, pois podem
apresentar elevados compostos orgânicos
indesejáveis.
3.2.3 Características biológicas
Somente por meio de exames
bacteriológicos e hidrobiológicos, são
conhecidas as características sanitárias da
água. Em geral esses exames visam identificar
e qualificar organismos microscópicos como:
algas, protozoários, rotíferos, vermes e larvas
de insetos. Esses exames auxiliam ainda no
controle de poluição das águas e na prevenção
do desenvolvimento de organismos
indesejáveis no processo de tratamento de
água (BRANCO 1986).
Ainda segundo o autor, um dos
indicadores biológicos de poluição bastante
utilizado são os coliformes, que demonstram a
contaminação recente das águas por excretas
de origem humana e animal, sendo que apenas
os coliformes termotolerantes indicam a
poluição por excretas de animais homeotermos.
Embora não haja relação entre
coliformes e organismos patogênicos, existe
uma correlação baseada na probabilidade de
que, quanto maior o número de coliformes,
maior o número de organismos patogênicos (Di
BERNARDO 2002).
Este autor ressalta ainda que, cuidados
especiais na escolha do tratamento das águas
de abastecimento devem ser levados em
consideração na presença de coliformes totais
ou termotolerantes, por existir uma relação que,
quanto menor a turbidez da água filtrada, menor
o número de coliformes, contribuindo assim no
processo de desinfecção. E a presença de
algas nas ETA´s causa sérios problemas aos
sistemas, pois ao flotarem nos decantadores
são carreadas aos filtros, obstruindo-os após
algumas horas.
3.3 TRATAMENTO DE ÁGUAS DE
ABASTECIMENTO
3.3.1 Tecnologias de tratamento
Os órgãos de abastecimento público
devem sempre fornecer água de boa qualidade,
efetuando análises e exames periódicos das
águas captadas e distribuídas, que revelarão a
necessidade de intervenções de qualquer
processo corretivo (AZEVEDO NETTO 1987).
KAWAURA (2000), estabelece que as
alternativas de processos de tratamento são
fundamentadas pelas características da água
bruta captada e também pela qualidade e
destino final da água tratada.
AZEVEDO NETTO (1987), considera que
a localização da ETA entre o ponto de captação
e a área a ser distribuída, assim como a
seleção das alternativas e critérios de projeto
são influenciados pelos seguintes fatores:
¾ ser eficiente, atendendo os padrões
da legislação estadual e federal, e as
necessidades da população
¾ facilidade de acesso e transporte;
¾ disponibilidade de energia elétrica;
¾ facilidades para afastamento de
águas de lavagem;
¾ disponibilidade de terreno com área
suficiente para ampliações futuras;
¾ cota topográfica favorável para
adução;
¾ custo razoável do terreno;
¾ capacidade de alterações do projeto,
em caso de mudanças de qualidade do
manancial e/ou padrões da legislação;
¾ custos razoáveis de operação e
manutenção;
¾ apresentar facilidades para reparos e
reposição de peças e produtos químicos.
De um modo geral, a estação de
tratamento de água de abastecimento pode ser
definida como conjunto de processos e
operações, com o objetivo de fornecer água
tratada que não ofereça riscos à população e
atenda aos padrões de potabilidade dos órgãos
ambientais por intermédio da legislação, no
Brasil, especificada pela Portaria 518 do
Ministério da Saúde que entrou em vigor em
2004, substituindo a Portaria 1469 de 2002.
Segundo dados do IBGE (2002), na
Pesquisa Nacional de Saneamento Básico, as
tecnologias de tratamento são classificadas em:
convencionais (coagulação, floculação,
decantação e filtração), não convencionais
(incluindo filtração direta ascendente e
descendente, dupla filtração e filtração lenta). A
simples desinfecção é aplicada somente para
águas subterrâneas que apresentam condições
naturais sanitárias seguras. (Di BERNARDO
2003)
No quadro 3.7 é apresentada a
distribuição dos tipos de tratamentos
empregados nas regiões do Brasil
Quadro 3.7 Distribuição dos tipos de
tratamento empregados nas regiões do Brasil
FONTE: IBGE (2002)
Todo projeto deve ser precedido por
experiências e ensaios de laboratório, pois
auxiliam na escolha da técnica a ser adotada,
reduzem custos, oferecem maior segurança às
soluções propostas. No caso de projetos de
grandes estações de tratamento, em que não
exista nenhum tipo de avaliação da água a ser
tratada, devem ser utilizados projetos piloto,
que em escala adequada, reproduzam os
processos e as unidades de tratamento que
serão empregadas, possibilitando assim, a
obtenção de parâmetros mais vantajosos e
conseqüentemente melhores soluções para o
tratamento (AZEVEDO NETTO 1987).
86
847
1586
645
249
39
336
229
56
15
125
1183
1815
701
264
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
Norte Nordeste Sudeste Sul Centro-
Oeste
Número de distritos atendidos
Convencional
Não convencional
Distritos Abastecidos com
água tratada
No processo de escolha de tratamento, é
de grande importância o conhecimento das
formas físicas, químicas e biológicas das
impurezas a serem removidas. O tratamento
adequado na remoção das impurezas são
classificados em: processos químicos, físicos e
biológicos, considerando-se o tamanho das
partículas A seguir na figura 3.6 é apresentada
a classificação das impurezas contidas na água
bruta e, na figura 3.7, a relação entre várias
formas das impurezas e alguns processos de
tratamento mais utilizados para sua remoção.
(BARNES et al 1981).
Figura 3.6 Natureza das impurezas
contidas na água bruta
FONTE: BARNES et al (1981)
Impurezas
Forma Natureza Caract.
Suspenso Dissolvido Or
g
ânic
Viva
Morta
Planta Protista Animai
Grosseir Fino
Inor
g
ânic
Coloidal
10
-
8
10
-7
10
-
6
10
-5
10
-
4
10
-
3
10
-
1
1 10
1
10
2
Tam.
Partícula
mm
um
10
-5
10
-
4
10
-
3
10
-
2
10
-
1
110
1
10
2
10
3
10
5
Form
a
Tipo
Colóides
em suspensão
Sólidos Suspensos e Flotados
Troca
Iônica
Transf.
Gás
Soluçã
Sedimentação e
Flotação
Gradea-
mento
Físico
Figura 3.7 Relação entre várias formas
das impurezas e alguns processos de
tratamento mais utilizados para sua remoção
FONTE: BARNES et al (1981)
Conforme FERNANDES (2002), as
tecnologias de tratamento podem ser
diferenciadas entre as que utilizam e não
utilizam coagulação química. Entre aquelas que
utilizam coagulação química podem ser citadas
as de tratamento convencional completo,
tratamento convencional completo de alto nível,
filtração direta, filtração em linha, dupla filtração.
Já o tratamento que não utiliza coagulação
química é conhecido como filtração lenta que,
dependendo da qualidade da água bruta, pode
ou não preceder de unidades de pré-
tratamento.
Di BERNARDO (1993), classifica as
tecnologias de tratamento em função do uso de
coagulantes ou em função da filtração lenta ou
10
4
Adsorção
(sólidos
Precip.
Quím.
(Solid.
Inorg)
Coagulação Química
( Sólid. Orgânicos e
Inorgânicos
Oxidação biológica
Filtração e
Microfiltração
Químic
Biológic
10
-
2
rápida. No tratamento de filtração lenta não há
necessidade de coagulação química.
Na figura 3.8 são apresentados, segundo
Di Bernardo (1993), os diversos processos
utilizados no tratamento de águas brutas,
comparando os tipos de filtração.
Figura 3.8 Diversos processos utilizados
no tratamento de água bruta, comparando os
tipos de filtração.
``
ÁGUA BRUTA
PRÉ
TRATAMENTO
COAGULAÇÃO COAGULAÇÃO
PRÉ
TRATAMENTO
FILTRAÇÃO
LENTA
FILTRAÇÃO
ASCENDENTE
PRÉ
FLOCULAÇÃO
COAGULAÇÃO
DESINFECÇÃO
FLUORETAÇÃO
CORREÇÃO DE
pH
DESINFECÇÃO
FLUORETAÇÃO
CORREÇÃO DE
pH
FILTRAÇÃO
DESCENDENTE
FLOCULAÇÃO
DESINFECÇÃO
FLUORETAÇÃO
CORREÇÃO DE
pH
DECANTAÇÃO
FILTRAÇÃO
DESCENDENTE
DESINFECÇÃO
FLUORETAÇÃO
CORREÇÃO DE
pH
FILTRAÇÃ
O
LENTA
FILTRAÇÃO
DIRETA
ASCENDEN
FILTRAÇÃO
DIRETA
DESCENDEN
TRATAMENTO
CONVENCION
AL
FONTE
: Di BERNARDO (1993)
3.3.1.1 Tratamento sem coagulação
química
Em diversos países como: Colômbia,
Peru, Estados Unidos e alguns países da
Europa têm sido empregada em grande escala,
tecnologias sem adição do processo de
coagulação química. A seguir na figura 3.9 são
apresentadas em forma de blocos as possíveis
combinações para o tratamento de água, em
função das inúmeras pesquisas experimentais
realizadas nos últimos anos (Di BERNARDO
1993).
Figura 3.9 Tecnologias de Tratamento
sem coagulação química.
FONTE: Di BERNARDO (1993)
Di BERNARDO (1993), comenta que os
parâmetros de qualidade da água bruta e de
projetos apresentados na Tabela 3.1 poderão
sofrer alterações em decorrência de novas
descobertas que possam ocorrer a respeito
desse tipo de tratamento assim como nos
processos de filtração dinâmica e pré-filtração
que estão sendo estudados em diversos
QUALIDADE DA ÁGUA BRUTA
1
2 3 4 5
FIL TRAÇÃO
FILTRAÇÃO
PR
É
-FILTRAÇ
Ã
O
PEDREGULHO
E AREIA
FILTRAÇÃO
LENTA EM
LENTA EM
AREIA
MANTA E DINÂMICA
AREIA
DES INFECÇÃ O
DESINFECÇÃO FILTRAÇÃO FILTRAÇÃO
FLUORETAÇÃO FLUORETAÇÃO LENTA EM LENTA EM
CORREÇÃO DE CORREÇÃO DE AREIA MANTA E AREIA
pH pH
DESINFECÇÃO DESINFECÇÃO
FILTRAÇÃO
FLUORETAÇÃO FLUORETAÇÃO
LENTA EM
CORREÇÃO DE CORREÇÃO DE
MANTA E AREIA
pH pH
DESINFECÇÃO
FLUORETAÇÃO
CORREÇÃO DE
pH
PR
É
-FILTRAÇ
Ã
O
PEDREGULHO
E AREIA
PR
É
-FILTRAÇ
Ã
O
PEDREGULHO
E AREIA
centros universitários: EESC-USP - Escola de
Engenharia de São Carlos – Universidade de
São Paulo - Brasil, ICSTM - Imperial College
of Science, Tecnology and Medicine –
Londres – Inglatera, IRCWD – International
Reference Centre for Waste Disposal –
Duebendorf – Suíça, Universidad Nacional de
Rosario – Argentina.
KAWAMURA (2000), ressalta que esse
processo apresenta vantagens e desvantagens.
Por se tratar de um processo intermitente, os
filtros devem ser limpos periodicamente e, para
obtenção de uma água tratada com qualidade
aceitável, é necessária a formação de uma
camada biológica, o que ocorre geralmente em
um período superior a uma semana, após a
limpeza do leito de areia. As Estações que
utilizam o tratamento de filtro lento e,
sazonalmente captam águas brutas com faixas
altas de turbidez e crescimento exagerado de
algas, devem operar o sistema utilizando pré-
tratamento com floculação seguida de
sedimentação, em conjunto com pré-cloração.
Vantagens do processo de filtração lenta:
¾ simples construção, custos
baixos de manutenção e operação;
¾ o sistema de filtração é seguro e
produz água potável de boa qualidade;
¾ processo não exige operadores
altamente treinados
¾ filtros, desde que não em
excesso, admitem choques de carga hidráulica
e de sólidos.
Desvantagens do processo de filtração
lenta:
¾ são necessárias grandes
quantidades de areias;
¾ os filtros são facilmente
comatados, devido a grande quantidade de
algas;
¾ a operação intermitente dos
filtros prejudica a qualidade do efluente filtrado
devido a promoção das condições anaeróbias
no interior do leito.
Tabela 3.1 Parâmetros de qualidade de
água bruta e de projetos (máximos), sugeridos
para tecnologias sem coagulação química.
FONTE: Di BERNARDO (1993)
3.3.1.2 Tratamento com coagulação
química
Os processos de tratamento que utilizam
coagulação têm como objetivo principal, por
meio de adição de coagulantes, desestabilizar
as partículas coloidais e os sólidos em
suspensão, otimizando a agregação das
partículas de menores dimensões para posterior
remoção por sedimentação e/ou filtração.
DISCRIMINAÇÃO TECNOLOGIA DE TRATAMENTO
12345
Características da Água Bruta
- Turbidez (uT) 10 10 25 50 100
- Cor Verdadeira (uH) 555510
- Ferro total (mg Fe/L) 11333
- Manganês (mg Mn/L) 0,2 0,2 0,3 0,3 0,5
- pH 6 - 9 6 - 9 6 - 9 6 - 9 6 - 9
- DBO
5
(mg/L)
5,0 5,0 10,0 10,0 10,0
- OD (mg/L)
5,0 5,0 4,0 4,0 4,0
- NMP colif. totais/100 mL 1000 2000 5000 10000 20000
- NMP colif. fecais/100mL 500 500 1000 3000 5000
- Densidade algal (UPA/mL) 250 250 1000 1000 2000
- Substâncias potencialmente mesmos valores exigidos para a Água de Classe 2
prejudiciais à saúde pública estipulados pela Resolução CONAMA número 20/1986
Parâmetros de Projeto e Operação
- Taxa no Filt. Dinâmico (m/d) "---" "---" "---" "---" 18
- Taxa Pré-filtro (m/d) "---" "---" 36 24 18
- Taxa Filtro Lento (m/d) 46466
≥
≥
≥
≥ ≥
A operação de sistemas com coagulação
química exige mão de obra qualificada, pois
tanto a coagulação quanto a floculação,
constituem as partes mais delicadas do
tratamento, exigindo testes em laboratório e
qualquer falha nessa etapa do processo
acarreta em grandes prejuízos na qualidade e
custo da água tratada (POVINELLI 1987).
3.3.1.2.1 Filtração direta
Dentre as tecnologias empregadas para
tratamento da água bruta, a filtração direta é a
que apresenta menor custo de implantação e
operação, pois as etapas de decantação (ou
flotação) e, em alguns casos floculação, são
excluídas do processo. A água quimicamente
coagulada então é encaminhada diretamente
para os filtros rápidos, com utilização de
menores quantidades de coagulantes,
possibilitando assim considerável redução do
volume de lodo produzido. (Di BERNARDO
2003).
Contudo, AZEVEDO NETTO (1987)
considera que para o bom funcionamento do
processo, a água bruta não pode apresentar
valores elevados de turbidez e/ou cor, pois o
curto período de detenção da água na ETA,
dificulta ao operador decidir quais medidas
corretivas devem ser empregadas quando
ocorrer variações bruscas na qualidade da
água.
No Seminário realizado na Califórnia
(EUA) em 1976, a AWWA apresentou as
seguintes indicações sobre a qualidade da água
bruta a ser tratada pelo processo de filtração
direta:
¾ cor e turbidez com valores
relativamente baixos, podendo ser removidas
com pequenas quantidades de coagulantes,
reduzindo geração de lodo;
¾ NMP (número mais provável) de
coliformes inferior a 90 por 100 ml;
¾ ausência de quantidades
significativas de diatomáceas e de fibras de
papel
Além disso, é de extrema importância a
realização de ensaios de coagulação em
laboratórios para verificar o efeito dos reagentes
e as dosagens necessárias que não podem ser
elevadas (AZEVEDO NETTO 1986).
O processo de filtração consiste em
remover da água bruta as partículas suspensas,
coloidais e microorganismos através de um
meio poroso sob duas formas: com ação de
profundidade e de ação superficial. Os
mecanismos responsáveis pela filtração com
ação de profundidade são complexos e,
dependem: das características físicas e
químicas das partículas da água, do meio
filtrante, da taxa de filtração e do método de
operação dos filtros, resultado de uma ação de
três mecanismos: transporte, aderência e
desprendimento. Em contrapartida na filtração
com ação superficial, a retenção do material é
significativa apenas no topo do meio filtrante (Di
BERNARDO 2004).
HELLER e LIBÂNIO (1996), classificam
os filtros utilizados em função da velocidade de
filtração, taxa de filtração, sentido de fluxo, o
meio filtrante e origem da carga do leito, como
mostra o quadro 3.8.
Na NB-592 (ABNT 1989), são descritas
as características básicas dos materiais que
devem compor o filtro (quadro 3.9) e, caso não
possam ser efetuados ensaios em filtros piloto,
a Norma estabelece em relação às taxas de
filtração osseguintes valores:
¾ FILTROS LENTOS: menor que 6
m
3
/m
2
.dia
¾ FILTROS RÁPIDOS:
¾ filtro de camada simples : 180
m
3
/m
2
.dia
¾ filtro de camada dupla: 360
m
3
/m
2
.dia
¾ filtro de fluxo ascendente: 120
m
3
/m
2
.dia
Quadro 3.8 Classificação dos filtros
segundo da velocidade de filtração, taxa de
filtração, sentido de fluxo, o meio filtrante e
origem da carga do leito
FONTE: HELLER e LIBÂNIO (1996).
VELOCIDADE
DE
FILTRAÇÃO
SENTIDO
DE FLUXO
MEIO
FILTRANTE
CARGA
SOBRE O
LEITO
RÁPIDO
(> 180
m
3
/m
2
/dia)
LENTO
(3 a 14
m
3
/m
2
/dia)
DESCENDEN
TE
ASCENDENT
E
FLUXO
MISTO
DESCENDEN
TE
ASCENDENT
E
CAMADA
SIMPLES
CAMADA
MÚLTIPLA
POR
GRAVIDAD
E
CAMADA
SIMPLES
POR
PRESSÃO
CAMADA
SIMPLES
POR
GRAVIDAD
E
De acordo com RICHTER e NETTO
(1991), o número de filtros depende da
capacidade de tratamento da ETA e das taxas
de filtração, sendo previstas em uma primeira
fase pelo menos três filtros que geralmente não
excedem 170 m
2
de área
Quadro 3.9 Características básicas dos
materiais que devem compor os filtros, segundo
NB-52.
Tipo de Filtro
Tamanho
Efetivo
Coeficiente
de
Uniformidade
Espessura
mínima
Areia para filtros lentos 0,25 a 0,35 Menor que 3 0,90
Areia para filtros
rápidos de fluxo
descendentes de
camada simples
0,45 a 0,55 1,4 a 1,6 0,45
Areia para filtros
rápidos de fluxo
ascendentes
0,7 a 0,8
Inferior ou
igual a 2
2,0
Areia para filtros
rápidos de fluxo
descendentes de
camada dupla
0,40 a 0,45 1,4 a 1,6 0,25
Antracito para filtros
de fluxo descendente,
de camada dupla.
0,80 a 1,0
Inferior ou
igual a 1,4
0,45
FONTE: VIANNA (1992) apud MACEDO
(2004)
Na figura 3.10 são apresentadas três
configurações básicas distintas como a filtração
direta pode ser empregada para o tratamento
de água.
Água bruta
Alcalinizante ou
acidificante auxiliar na
coagulação
Coagulaçã
o
Filtração rápida
Ascendente *
Desinfecção
Correção pH
Fluoretação
Água
Tratad
a
Alcalinizante ou
acidificante auxiliar na
coagulação
1. Filtração direta
ascendente
Desinfetante
Flúor
Alcalinizante ou
acidificante
2. Filtração direta descendente, com ou sem pré-
floculação
Desinfetante
Flúo
r
Alcalinizante ou
acidificante
Sem pré-floculação
Auxiliar de floculação
Figura 3.10 Configurações básicas
distintas de filtração direta.
FONTE: Di BERNARDO (2003)
Segundo Di BERNARDO (2004),
algumas variações podem ser implementadas
para as configurações citadas acima:
¾ Filtração direta ascendente
(FDA):
¾ com camada filtrante
constituída de areia e pedregulho;
¾ com descargas de fundo
intermediárias (DFI) e introdução de águas na
interface (IAI);
¾ operação com taxa constante e
lavagem com água;
¾ Filtração direta descendente (FDD):
¾ com camada filtrante única,
constituída de areia praticamente uniforme:
♦ operação com taxa constante
e lavagens com água + auxiliar;
♦ operação com taxa
declinante e lavagens com água + auxiliar;
¾ com camada filtrante única,
constituída exclusivamente de antracito:
♦ operação com taxa constante
e lavagens com água + auxiliar;
♦ operação com taxa
declinante e lavagens com água + auxiliar;
¾ com camada filtrante dupla, de
antracito e areia:
♦ operação com taxa constante
e lavagens com água + auxiliar;
♦ operação com taxa
declinante e lavagens com água + auxiliar;
¾ Dupla Filtração (DF)
¾ com filtros ascendentes de
areia grossa(FAAG) e descendentes em areia
(FD):
♦ FAAG com DFI e IAI,
operados com taxa constante;
♦ FD com taxa constante e
lavagem com água;
♦ FD com taxa constante e
lavagem com água + auxiliar;
♦ FD com taxa declinante e
lavagem com água;
♦ FD com taxa declinante e
lavagem com água + auxiliar;
¾ com filtros ascendentes em
pedregulho (FAP) e descendentes em areia
(FD):
♦ FAP com DFI, operados
com taxa constante;
♦ FD com taxa constante e
lavagem com água;
♦ FD com taxa constante e
lavagem com água + auxiliar;
♦ FD com taxa declinante e
lavagem com água;
♦ FD com taxa declinante e
lavagem com água + auxiliar;
¾ com filtros ascendentes em
pedregulho (FAP) e descendentes em antracito
e areia (FD):
♦ FAP com DFI, operados
com taxa constante;
♦ FD com taxa constante e
lavagem com água;
♦ FD com taxa constante e
lavagem com água + auxiliar;
♦ FD com taxa declinante e
lavagem com água;
♦ FD com taxa declinante e
lavagem com água + auxiliar;
Conforme AZEVEDO NETTO (1987), são
apresentadas a seguir as vantagens e
desvantagens da filtração direta.
Vantagens da filtração direta:
¾ estações mais compactas;
¾ custo de construção 15 a 35%
menor que o custo das estações convencionais;
¾ menores despesas com
reagentes;
¾ menor geração de lodo.
Desvantagens da filtração direta:
¾ aplicabilidade limitada e
dependente das características da água bruta;
¾ são exigidos operadores mais
hábeis e operação mais cuidadosa, em função
das variações da qualidade da água;
¾ lavagem mais freqüente dos
filtros e conseqüentemente maior gasto com
água;
¾ menor flexibilidade do processo.
3.3.1.2.1.1 Filtração direta ascendente
Foi atribuído ao médico italiano Porzio,
em meados de 1865, a primeira menção ao uso
de filtro de fluxo ascendente para o tratamento
de água. Por volta de 1827 na cidade de
Greenock, Escócia, foi instalada a primeira
unidade de filtração direta que funcionava com
fluxos ascendente e descendente, porém nos
Estados Unidos, no município de Richmond, em
razão do elevado grau de turbidez da água
bruta, o uso dessa tecnologia não foi bem-
sucedida.
A partir da metade do século XX na
Europa, mais precisamente na União Soviética
e na Holanda, a filtração direta ascendente
passou a ser muito utilizada, surgindo, no
primeiro país, o filtro AKX e, no segundo, o filtro
Immedium, resultado das inovações propostas
para essa tecnologia. A partir de 1953, em
cidades como Moscou, Leningrado,
Cheliabinsk, Gorki, Kiev, Rostov, entre outras,
foram construídas as ETA’s com filtração
ascendente, que os soviéticos denominaram
“clarificação de contato”.
No Brasil, a primeira experiência com
filtro de fluxo ascendente foi realizada na cidade
de Colatina, ES, pelo engenheiro Bernardo
Grinplasht, no ano de 1971, entretanto, em
função da alta turbidez da água bruta no filtro
eram utilizadas água coagulada ou decantada.
Depois de visitar a União Soviética, o Professor
Azevedo Netto publicou em 1974, capítulo
específico sobre a filtração ascendente, citando
as principais recomendações referentes ao
projeto dos clarificadores de contato,
designando-os de “filtros russos” (Di
BERNARDO 2004).
A tabela 3.2 apresenta os principais
parâmetros de qualidade da água bruta e de
projetos (máximos) sugeridos para filtração
direta ascendente (Di BERNARDO, 1993)
Tabela 3.2 Principais parâmetros de
qualidade da água bruta e de projetos.
DISCRIMINAÇÃO TECNOLOGIA DE TRATAMENTO
1234
Características da Água Bruta
- Turbidez (uT) 20 20 100 200
- Cor Verdadeira (uH) 20 20 100 150
- Ferro total (mg Fe/L) 2,5 2,5 15 15
- Manganês (mg Mn/L) 0,2 0,2 1,5 2,5
- pH 5 - 9 5 - 9 5 - 9 5 - 9
- DBO
5
(m g/L)
5,0 5,0 5,0 10,0
- NMP colif. totais/100 mL 2500 2500 5000 20000
- NMP colif. fecais/100mL 500 500 1000 5000
- Carbono orgân. total (mg/L) 2,0 2,0 3,0 5,0
- Densidade algal (UPA/mL) 500 500 2500 5000
- Substâncias potencialmente mesmos valores exigidos para a Água de Classe 2
prejudiciais à saúde pública estipulados pela Resolução CONAMA número 20/1986
Parâmetros de Projeto e Operação
- Taxa de filt. ascend. (m/d) 200 (*) 240 240 300
- Taxa de filt. descend. (m /d) "---" "---" "---" 400
- Descargas de fundo interm ed. (**) (**) (***) (***)
- Mecanismo de coagulação adsorção - neutralização de cargas
(*) a taxa média de filtração é limitada a 200 m/d e, a máxima, a 300 m/d;
(**) deve ser realizada uma, pelo menos, antes da lavagem do filtro; se a
operação for qualificada, pode-se executar até quatro descargas de fundo em
cada filtro, se houver entrada de água na interface pedregulho-areia;
(***) o número de descargas intermediárias durante a carreira de filtração,
no filtro de escoamento ascendente, dependerá da qualidade da água bruta,
recomendando-se, no mínimo, 4 descargas por dia em cada filtro;
(1) filtração ascendente com taxa declinante
(2) filtração com taxa constante
(3) filtração com taxa constante e descargas de fundo
intermediárias
(4) filtração ascendente com taxa constante e descarga de
fundo seguido de filtração descendente com taxa constante
ou declinante
FONTE: Di BERNARDO (1993)
3.3.1.2.1.2 Filtração direta descendente
No início da década de setenta, os
pesquisadores e projetistas se preocuparam em
dar atenção especial ao processo de filtração
direta descendente. Em cidades próximas a
grandes lagos nos Estados Unidos e Canadá,
sistemas de grande e médio porte já estavam
em funcionamento operando com vazões de 18
a 27 m
3
/s.
A filtração direta descendente, segundo
Di BERNARDO (2004), é definida como uma
tecnologia que prescinde da sedimentação ou
flotação e pode ser realizada de duas maneiras:
¾ Filtração direta descendente sem
pré-floculação: mistura rápida e
encaminhamento da água coagulada
diretamente ao filtro;
¾ Filtração direta descendente com
pré-floculação: composto por unidades de
mistura rápida, floculação e filtros.
Ao se comparar à filtração direta
descendente com o método convencional,
podem ser destacadas algumas vantagens
como: redução no custo da construção (30% a
50% menor); redução de custos de operação,
manutenção, menor consumo de coagulantes e
energia elétrica, conseqüentemente, menor
geração de lodo. Em contrapartida, alguns
cuidados devem ser levados em consideração:
necessidade de controle mais rigoroso da
dosagem de produtos químicos quando não se
tem pré-floculação, dificuldades no tratamento
de águas com altos valores de turbidez e cor
verdadeira, tempo de detenção curto para
oxidação de matérias orgânicas, ação rápida na
alteração da dosagem de coagulantes durante a
mudança da qualidade da água em função do
tempo de detenção bastante curto.
Na Tabela 3.3 são apresentados os
principais parâmetros de qualidade e de
projetos sugeridos, que em função da qualidade
da água a ser captada poderão variar
consideravelmente.
Tabela 3.3 Principais parâmetros de
qualidade e de projetos sugeridos.
(1) filtração com taxa constante ou declinante
(2) pré-floculação precedida de filtração com taxa constante
ou declinante
FONTE: Di BERNARDO (1993)
DISCRIMINAÇÃO TECNOLOGIA DE TRATAMENTO
12
Características da Água Bruta
- Turbidez (uT) 25 50
- Cor Verdadeira (uH) 25 50
- pH 5 - 9 5 - 9
- DBO
5
(mg/L)
5,0 5,0
- NMP colif. totais/100 mL 2500 5000
- NMP colif. fecais/100mL 500 1000
- Carbono orgân. total (mg/L) 1,0 2,5
- Densidade algal (UPA/mL) 500 1000
- Substâncias potencialmente mesmos valores exigidos para a Água de Classe 2
prejudiciais à saúde pública estipulados pela Resolução CONAMA número 20/1986
Parâmetros de Projeto e Operação
- Taxa de filtração (m/d) 600 (*) 600 (*)
- Pré-floculação 400
- gradiente de velocidade (s
-1
)
"---" 50 - 200 (**)
- tempo de agitação (s)
"---" 200 - 900 (***)
- Mecanismo de coagulação adsorção - neutralização de cargas
(*) dependendo da qualidade da água bruta e das características do meio filtrante;
no caso da filtração com taxa declinante, a taxa mínima também poderia ser
limitada a 600 m/d; comumente, são utilizados valores entre 200 e 400 m/d.
(**) depende da qualidade da água bruta e uso de auxiliar de floculação
(***) depende da qualidade da água bruta, tipo de coagulante primário, uso de
auxiliar de coagulação ou floculação e gradiente de velocidade.
3.3.1.2.2 Tratamento em ciclo completo
O tratamento em ciclo completo, segundo
Di BERNARDO (1993), deve ser empregado
quando a qualidade da água tratada submetida
aos tratamentos citados anteriormente não
atender aos padrões da legislação. Neste
método de tratamento são aplicados os
seguintes processos unitários: coagulação,
floculação, sedimentação, filtração antes do
condicionamento final para posterior
distribuição.
AZEVEDO NETTO (1987), ressalta a
importância da disposição das diversas
unidades de purificação em uma estação de
tratamento, pois os resultados dependem
diretamente do arranjo das partes que integram
o processo. Apesar das estações serem
projetadas de forma compacta, essa
compacidade não deve interferir, principalmente
em estações de ciclo completo na facilidade de
operação.
FERNANDES (2002), comenta que a
idéia de preservação dos corpos d’água implica
diretamente no desempenho de uma estação
de tratamento e no consumo de produtos
químicos.
Em função das atividades antrópicas,
através do lançamento de águas residuárias
domésticas e industriais que acarretam na
degradação da qualidade das águas dos
mananciais, Di BERNARDO (1993) propõe que
para garantir a qualidade da água a ser
distribuída é necessário que sejam aplicados
outros processos, além dos citados
anteriormente, como por exemplo: adsorção em
carvão ativado, oxidação com permanganato de
potássio e pré-desinfecção com ozônio e
dióxido de cloro. Na figura 3.11 é apresentado
um fluxograma geral de um sistema de
tratamento completo com possíveis variações
Figura 3.11 Fluxograma geral de um
sistema de tratamento completo, com possíveis
variações.
FONTE: Di BERNARDO (1993)
3.3.2 Mecanismos de coagulação
O processo de coagulação é a primeira
operação unitária no processo de tratamento
convencional e seu objetivo principal é
promover a desestabilização das cargas dos
colóides, dos sólidos em suspensão, inclusive
vírus e bactérias, por meio de adição de
coagulantes (KAWAMURA 2000).
Para uma perfeita remoção das
impurezas presentes na água bruta, é
necessário que ocorra a alteração de suas
características físico-químicas, através da
adição de produtos químicos, coagulantes, que
consiste em desestabilizar as partículas
coloidais, contribuindo para a formação de
flocos maiores e mais densos, sendo removidos
posteriormente no processo de sedimentação
(STUMM et al 1968).
De um modo geral, segundo
MONTGOMERY (1985) a coagulação depende
fundamentalmente das características dos
coagulantes, das impurezas e características
das águas, conhecidas através de parâmetros
como: pH, alcalinidade, turbidez, temperatura,
força iônica, sólidos totais dissolvidos e
distribuição de tamanhos de partículas em
estado coloidal. Os dois principais produtos
inorgânicos utilizados no processo de
coagulação são os sais de alumínio e ferro.
Di BERNARDO (1993), afirma que a
coagulação é o resultado de dois fenômenos: o
primeiro químico, quando são adicionados na
água bruta sais de alumínio e ferro, ocorrendo
assim reações de coagulantes com as
partículas da água, contribuindo para formação
de espécies hidrolisadas com carga positiva e,
em seguida, o fenômeno físico, que consiste em
transportar as espécies hidrolisadas, para que
na unidade de mistura rápida, possam entrar
em contato com as impurezas a serem
removidas. Há posteriormente a necessidade
de agitação lenta para que ocorram choques
entre as impurezas que ao se aglomerarem
formam partículas maiores denominadas flocos.
LORENZ (1995) apud TEIXEIRA (1999),
cita que o alumínio vem sendo muito utilizado
como coagulante por se tratar de um sal de alta
solubilidade, fácil transporte e por possuir uma
faixa de pH próximo das águas naturais. Em
contrapartida, os sais de ferro vêm ganhando
uma maior atenção e espaço no mercado, por
ter um custo inferior ao sulfato de alumínio,
maior faixa de trabalho de pH, características
dos flocos formados, reduzido volume de lodo
gerado e à melhoria nas características de
desidratação do resíduo resultante.
A seguir são apresentados os tipos de
coagulantes e auxiliares de coagulação mais
utilizados no tratamento de água (Quadro 3.12).
Quadro 3.12 Tipos de coagulantes e
auxiliares de coagulação mais utilizados no
tratamento de água.
Sulfato de Alumínio – Al
2
(SO4)
3
.14H
2
O
Cloreto Férrico – FeCl
3
.6H
2
O
Sulfato Férrico – Fe
2
(SO
4
)
3
Sulfato Ferroso – FeSO
4
.7H
2
O
Óxido de Cálcio – Cão
Policloreto de alumínio
Coagulantes
Hidróxido de cálcio – Ca(OH)
2
Polímeros (catiônicos, aniônicos ou não
iônico)
Auxiliares
de
Coagulação
Aluminato de sódio – Na
2
OAl
2
O
3
FONTE: AWWA (1991) apud TEIXEIRA
(1999)
Segundo AWWA (1991), existem quatro
formas de desestabilizar as partículas coloidais:
compressão da camada difusa, adsorção-
neutralização, varredura, adsorção e formação
de pontes. E conforme Di BERNARDO et al
(1987) apud FERREIRA FILHO (1996), os
mecanismos de adsorção-neutralização e
varredura são os mais importantes quando são
utilizados sais de alumínio e ferro.
3.3.2.1 Compressão da camada difusa
Di BERNARDO (1993) comenta que,
desde o final do século XIX era de
conhecimento dos pesquisadores que, para a
desestabilização de um sistema coloidal
bastava adicionar íons com carga contrária à
das partículas coloidais. Ao se introduzir em um
sistema coloidal eletrólitos indiferentes, como
por exemplo, cloreto de sódio, que não
possuem características de hidrólise ou de
adsorção, ao contrário dos sais de alumínio e
ferro, ocorrerá um aumento da densidade de
cargas na camada difusa, diminuindo a esfera
de influência das partículas, ocorrendo
coagulação por compressão da camada difusa.
Segundo FERNANDES (2002), a
coagulação por compressão da camada difusa
ocorre pela presença de grandes quantidades
de eletrólitos indiferentes, provocando assim um
aumento na concentração de íons positivos e
negativos (forças iônicas) da camada difusa.
São então atraídos para as proximidades da
superfície do colóide que, para se manter
eletricamente nula tem seu volume reduzido de
forma que as forças resultantes (forças de Van
der Waals) de atração entre as partículas sejam
dominantes e, ao eliminar a estabilização
eletrostática, resulte no processo de
coagulação.
Conforme Di BERNARDO (1993), a
estabilidade do sistema é obtida através da
interação entre as forças de repulsão de origem
elétrica e da força de atração de Van der Waals,
cujas partículas se movimentam de forma
contínua devido ao Movimento Browniano.
Na figura 3.12, são apresentadas as
curvas resultantes das interações entre
partículas coloidais semelhantes.
Figura 3.12 Curvas resultantes das
energias variando concentração de cargas na
camada difusa.
FONTE: Di BERNARDO (1993)
A configuração esquemática da dupla
camada elétrica a partir de uma partícula
coloidal negativa com acúmulo de íons positivos
na interface sólido-líquido formando juntamente
com as cargas negativas da partícula a Dupla
Camada Elétrica, é apresentada na figura 3.13.
A Camada Difusa é basicamente
formada pela força de atração dos íons
negativos e positivos presentes na camada
compacta, pela repulsão eletrostática de íons
negativos e pela difusão térmica. Tal camada
tem sua origem a partir da também denominada
Camada de Stern, onde existe uma elevada
concentração de íons positivos próximos à
superfície do colóide.
Figura 3.13 Configuração esquemática
da dupla camada elétrica.
FONTE: Di BERNARDO (1993)
3.3.2.2. Adsorção e neutralização de
carga
Na natureza, segundo Di BERNARDO
(2002), algumas espécies por possuírem carga
contrária à da superfície das partículas coloidais
são capazes de serem adsorvidas pelos
colóides, ocorrendo desestabilização dos
mesmos. Tal atração é resultado de interações
como ligação de hidrogênio, ligações
covalentes e reações de troca iônica.
No processo de adsorção e neutralização
de cargas, espécies poliméricas hidrolisadas
são produzidas ao serem adicionados
coagulantes como sais de alumínio ou ferro,
resultantes das reações de compostos
trivalentes com a água. Tais espécies são
adsorvidas na superfície dos colóides
neutralizando parte dos mesmos. Segundo
O’MELIA et al (1967), os íons hidrolisados
possuem um maior poder de adsorção e
redução de cargas dos colóides quando
comparados com íons metálicos não
hidrolisados.
FERREIRA FILHO (1993) cita que, em
intervalos de pH utilizados nos processos de
coagulação de águas de abastecimento, as
espécies hidrolisadas estão presente em maior
concentração quando comparadas com íons
metálicos não hidrolisados. Portanto, o grau de
redução da carga da partícula é função da
concentração de colóides e da dosagem do
coagulante para um mesmo pH, contradizendo
a Teoria da Dupla Camada, que afirma que a
redução de carga da partícula para uma mesma
dosagem de coagulante é independente da
concentração de colóides.
De acordo com Di BERNARDO (1993),
na coagulação de águas com turbidez
relativamente elevada comparada à cor
verdadeira, quando são empregados sais de
ferro (+3) ou alumínio predominam os
mecanismos de adsorção e neutralização de
cargas e de varredura, formando assim
espécies hidrolisadas, que devem encontrar
partículas coloidais para se obter uma melhor
eficiência no processo de coagulação.
A adsorção e neutralização de cargas é
um mecanismo muito importante quando são
empregados no tratamento de água de
abastecimento processos de filtração direta,
pois não há necessidade de formação de flocos
para posterior sedimentação, mas deve ocorrer
a desestabilização de partículas que serão
removidas no meio filtrante (Di BERNARDO,
2002).
Na figura 3.14 são apresentadas as
interações que ocorrem na coagulação,
empregando-se como coagulante o sulfato de
alumínio.
Figura 3.14 Interações que ocorrem na
coagulação, empregando-se como coagulante o
sulfato de alumínio.
FONTE: Di BERNARDO (1993)
3.3.2.3. Varredura
No mecanismo de varredura, a
desestabilização das partículas coloidais ocorre
a partir da adição de coagulantes em meio
aquoso, que dependendo da quantidade
adicionada, do pH da mistura e da
concentração de alguns íons na água,
acarretará na formação de precipitados Al (OH)
3
(p) e Fe (OH)
3
(p) (FERREIRA FILHO 1993).
Em função da formação de flocos de
maiores dimensões e velocidades de
sedimentação relativamente altas quando
comparados com flocos resultantes do processo
de adsorção-neutralização, o mecanismo por
varredura é muito utilizado em estações de
tratamento de água onde são empregados os
processos de floculação e sedimentação
antecedendo filtração. A figura 3.15 ilustra o
mecanismo de coagulação por varredura.
Figura 3.15 Mecanismos de coagulação
por varredura.
FONTE: AMIRTHARAJAH. et al (1982)
apud TEIXEIRA (1999).
Estudos realizados por Di BERNARDO
(1987) utilizando água com cor verdadeira alta
(100 µH) em relação a turbidez (5 µT) e outra
com cor verdadeira baixa (5 µH) com turbidez
(200 µT) e alcalinidade de 30 a 40 mg/L de
CaCO
3
, coaguladas respectivamente nos
mecanismos de adsorção-neutralização e
varredura, demonstraram que:
¾ a região de adsorção é
caracterizada por valores baixos de pH e
dosagens de coagulantes inferior que os da
região da varredura;
¾ a faixa de valores de dosagem
de coagulantes e pH da mistura que produz
resultados satisfatórios é bem mais estreita no
mecanismo de adsorção-neutralização quando
comparados com mecanismo de varredura;
¾ as condições de mistura rápida e
de floculação não são necessariamente as
mesmas quando são diferentes os mecanismos
de coagulação.
Segundo JAMES et al (1982) apud
FERNANDES (2002), a utilização de polímeros
no processo de coagulação pode levar a
redução das quantidades de coagulantes
empregados, com considerável redução do
volume de lodo gerado que, em função da
precipitação do hidróxido de alumínio ou ferro
produz um resíduo bastante volumoso e
gelatinoso. Neste caso o coagulante auxiliará
na desestabilização das partículas e, os
polímeros de alto peso molecular auxiliarão na
adsorção dos flocos aumentando seu tamanho,
garantindo assim boas condições de
sedimentabilidade.
3.3.2.4. Adsorção e formação de pontes
No mecanismo de adsorção e formação
de pontes são utilizados diversos compostos
naturais e sintéticos, denominados polímeros,
sendo introduzido o termo polieletrólitos por
Fuoss em 1947, caracterizados por apresentar
grandes estruturas moleculares com carga ao
longo de sua cadeia e capazes de agir como
eficiente coagulante. Podem ser classificados
aniônicos (carga negativa), catiônicos (carga
positiva) e não-iônicos (carga neutra)
(FERREIRA FILHO 1993).
MONTGOMERY (1985), explica que por
se tratar de um mecanismo de adsorção, a
dosagem ótima de polieletrólito é proporcional à
concentração das partículas coloidais.
Polímeros aniônicos, catiônicos e não-iônicos
devem funcionar como formadores de pontes
químicas, entretanto, os polímeros mais usados
como coagulantes primários na
desestabilização de partículas coloidais são
tipicamente catiônicos e de baixo peso
molecular (AWWA 1989).
Conforme O’BRIEN e NOVAK (1977)
apud MONTGOMERY (1985), a escolha do
polímero exige testes empíricos em razão da
complexidade das interações que ocorrem
durante o mecanismo. De um modo geral,
polímeros aniônicos tem sido empregados
como um eficiente auxiliar de coagulação,
enquanto, os polímeros não-iônicos
demonstraram ser eficiente no processo de
filtração.
Na figura 3.16, são apresentadas as
reações no mecanismo de adsorção e formação
de pontes, utilizando polímeros.
Figura 3.16 Reações no mecanismo de
adsorção e formação de pontes, utilizando
polímeros.
FONTE: WEBER Jr. (1972) apud YUZHU
(1996).
4. RESÍDUOS GERADOS NAS
ESTAÇÕES DE TRATAMENTO DE
ÁGUA
4.1 Origem dos lodos
As ETA’s que empregam o processo
completo ou convencional (coagulação,
floculação, decantação e filtração) no processo
de potabilização da água, utilizam produtos
químicos que auxiliam na formação de flocos,
otimizando a sedimentabilidade das partículas
resultando em resíduos denominados lodos.
Os lodos considerados sub-produtos dos
processos aplicados no tratamento de água,
conforme GRANDIM (1992), são gerados
principalmente nos decantadores e filtros.
Também são gerados resíduos sólidos nos
tanques de floculação e nos tanques de preparo
de soluções e suspensões de produtos
químicos, adicionados nos processos de
tratamento em função das lavagens periódicas
dessas unidades, embora seu volume não seja
significativo.
SOBRINHO (1993), cita que a
quantidade e qualidade dos lodos gerados
dependem fundamentalmente dos seguintes
fatores: características físicas da água bruta
(sólidos em suspensão, turbidez e cor),
freqüência de remoção de lodo dos
decantadores, freqüência de lavagem dos
filtros, modo de operação dos tanques de
equalização existentes ou a instalar, dosagens
de produtos químicos utilizados no tratamento,
tipos de coagulantes e auxiliares de
coagulação.
Conforme AWWA (1987) apud
FERREIRA FILHO (2000), os resíduos gerados
nas ETA’s podem ser divididos em quatro
categorias:
¾ resíduos sólidos gerados nos
decantadores (ou flotadores com ar dissolvido)
e águas de lavagens de filtro, quando os
processos aplicados visam remoção de cor e
turbidez;
¾ resíduos sólidos gerados durante
processo de abrandamento;
¾ resíduos gerados quando são
utilizados processos que visam redução de
matéria orgânica presentes na água bruta:
carvão ativado granular saturado, ar
proveniente de processos de arraste de ar, etc;
¾ resíduos líquidos gerados
quando são aplicados processos de membrana
(osmose reversa, ultrafiltração e nanofiltração),
visando a remoção de compostos inorgânicos.
YUZHU (1996) comenta que, através de
vários estudos, alguns pesquisadores chegaram
a porcentagens de lodo gerados nos
decantadores e lavagem dos filtros (quadro 4.1)
Quadro 4.1 Porcentagem de lodo
gerados nos decantadores e lavagem dos
filtros.
Pesquisador Decantadores Filtros
MONTGOMERY 60 a 90% 10 a 30%
LEVESQUE 90 a 95% 5 a 10%
O’CONNORS 60 a 70% 30 ou 40%
FONTE: YUZHU (1996)
A remoção desse material sólido nos
decantadores pode ser feita continua ou
periodicamente. Em função do volume de água
tratada, a remoção pode ser manual ou
mecanizada. No caso de remoção manual, a
freqüência de retirada é de uma vez a cada três
meses. Nas estações que utilizam remoção
mecanizada, os equipamentos são projetados
para operar em períodos que variam uma vez
por semana ou por hora ou de forma contínua
(MONTGOMERY 1985).
Os lodos gerados na unidade de filtração
são removidos durante o processo de lavagem
dos filtros, geralmente, em intervalos de 12 a 48
horas, por 4 a 10 minutos. A turbidez da água
de lavagem é da ordem de 200 UNT e, a
concentração de sólidos totais varia de 0,01 a
0,1%, com DBO5 de 10mg/l e DQO de 100
mg/l. A sedimentação dos sólidos da água de
lavagem gera um lodo que ao ser adensado
pode atingir concentração de sólidos de 1 a 2%
(O’CONNOR 1971).
Conforme CORNWELL (1987), estudos
realizados por LAMB e BAILEY, demonstraram
que lodos resultantes da coagulação utilizando
sulfato de alumínio causavam efeitos nocivos
aos organismos T. dissimilis, da família
chironomídeos. Esses organismos ocupam
grande parte da camada bentônica, sendo de
fundamental importância na alimentação dos
peixes. A figura 4.1 apresenta a taxa de
mortalidade das espécies em relação ao
aumento da quantidade de alumínio presente
no lodo.
Ainda segundo CORNWELL (1987),
SCHOLFILD e TROJNAR, realizaram
experiências com trutas variando a dosagem de
sulfato de alumínio e, concluíram que na faixa
de 0,2 a 0,5 mg/L já ocorria a morte dos peixes,
porém não conseguiram distinguir as formas de
alumínio presentes.
HALL et al (1985) apud AWWA (1987),
ao promoverem estudos de monitoramento
biológico, adicionando alumínio em rios com
pouco volume de água, observaram alterações
físicas, químicas e biológicas nesses cursos
d’água, variações de estruturas, distribuição,
abundância e diversidade das comunidades
macrobentônicas, além da redução da tensão
superficial, provocando conseqüentemente
alteração na biota aquática.
F
i
g
u
r
a
4
.
1
100
80 4
60 35
40 100
20 20
0
1 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55
Mortalidade - Porcentagem
Cumulativa
Dia s
mg/L
deAlumínio
Taxa de mortalidade de comunidades
bentônicas invertebradas pela adição de lodos
de sulfato de alumínio.
FONTE: LAMB & BALLEY apud
CORNWELL (1990)
MILLER et al (1984) apud CORDEIRO
(1999), através de trabalhos realizados em 186
estações de tratamento de água nos Estados
Unidos, demonstraram que a utilização de
sulfato de alumínio como coagulante pode
aumentar as concentrações de alumínio nas
águas de abastecimento, acarretando além dos
aspectos relativos à saúde:
¾ reduzir a efetividade da desinfecção
da água;
¾ aumentar a turbidez da água
tratada;
¾ provocar a deposição de alumínio
nas paredes do tubo
No Brasil, a maioria das ETA’s não
possui instalações para disposição adequada
desses lodos, lançando-os nos corpos d’água
ou em galerias de águas pluviais. A figura 4.2
apresenta um esquema de produção de lodo de
uma ETA convencional (TEIXEIRA 1999).
Figura 4.2 Esquema do processo de produção de lodo de uma ETA convencional
FONTE: AWWA
(
1987
)
a
p
ud TEIXIERA
(
1999
)
4.2 Características dos lodos
Ao contrário dos lodos de ETE’s que
contém grande parcela de matéria orgânica,
gerando odor desagradável ao se decompor, os
resíduos das ETA’s são predominantemente
inorgânicos. Tais resíduos são constituídos por:
areia, argilas, siltes, ferro, manganês,
compostos químicos resultantes da adição de
coagulantes (hidróxidos de alumínio e ferro),
microrganismos e material húmico removidos
no processo de tratamento (FERNANDES
2002).
ELLIOT et al (1990) apud TEIXEIRA
(1999), afirmam que esse resíduo sólido
apresenta um teor de carbono total de 3% e
nitrogênio total de 0,6%, valores esses
inferiores aos encontrados em lodos de ETE’s.
Basicamente, os lodos de ETA’s são inertes e
suas taxas de mineralização de carbono e
nitrogênio são similares ao do solo.
No caso da água bruta captada não
apresentar alta concentração de material
poluidor, os lodos de ETA’s na maioria das
vezes são estáveis e não putrescíveis, podendo
ficar acumulados por dias ou até meses
(AWWA 1971).
Devido à falta de conhecimento das
características não tradicionais dos sólidos
presentes no lodo (tamanho, distribuição das
partículas, resistência específica e
compressibilidade), além da variabilidade das
características tradicionais apresentadas no
quadro 4.2, CORDEIRO (1999), menciona que
os problemas relacionados aos lodos gerados
no tratamento de água necessitam ser
equacionados de forma individualizada,
demonstrando assim a grande diversidade entre
as ETA’s.
Ainda segundo o autor, pela falta de
experiência em relação aos resíduos gerados
em decantadores de ETA’s completas, estima-
se atualmente que cerca de 2000 toneladas de
sólidos são lançados nos corpos receptores
brasileiros sem nenhum tratamento.
Quadro 4.2
Características dos lodos
gerados em ETA’s.
Autor/Ano
DBO
(mg/L)
DQO
(mg/L)
pH
ST
(mg/L)
SV
%ST
SS
%ST
Neubauer
(1968)
30 a
150
500 a
15.000
6,0 a
7,6
1.100
a
16.000
20 a
30
Sutherland
(1969)
100 a
232
669 a 1100 7,0
4.300
a
25 80
14.000
Bugg
(1970)
380
1.162 a
15.800
6,5 a
6,7
4.380
a
28.580
20
Albrecht
(1972)
30 a
100
500 a
10.000
5,0 a
7,0
3.000
a
15.000
20 75
Culp
(1974)
40 a
150
340 a
5.000
7,0
Nilsen
(1974)
100 2.300 10.000 30
Singer
(1974)
30 a
300
30 a
5.000
Cordeiro
(1981)
320 5.150 6,5 81.575 20,7
Vidal
(1990)
449 3.487
6,0 a
7,4
21.972 15
Cordeiro
(1993)
173 5.600 6,4 30.275 26,3
FONTE: CORDEIRO (1993).
FERNANDES (2002) comenta que, nos
casos em que a água bruta apresentar alta
concentração de sólidos em suspensão totais
(SST) e, forem aplicados coagulantes a base de
alumínio ou ferro, o lodo gerado apresentará
alta porcentagem gelatinosa devido à
precipitação dos hidróxidos (Al(OH)
3
, Fe(OH)
3
),
com características distintas mostradas no
quadro 4.3.
Quadro 4.3 Características dos lodos
gerados através do processo de coagulação com
sais de alumínio ou ferro.
TEOR DE SÓLIDOS CARACTERÍSTICAS DO LODO
0 - 5 % líquido
8 – 12 % esponjoso, semi-sólido
1 – 25 % lama fina
40 – 50 % lama espessa
FONTE: ASCE (1990) apud FERNANDES (2002)
A tabela 4.5 apresenta algumas
características dos lodos dos decantadores das
ETA’s da SABESP, localizadas na Região
Metropolitana do Estado de São Paulo (RMSP). A
tabela 4.6 mostra as características das águas
residuárias de ETA’s convencionais, que utilizaram
sulfato de alumínio [Al
2
(SO
4
)
3
] como coagulante.
Tabela 4.5 Características dos lodos dos
decantadores das ETA’s da RMSP.
FONTE: YUZHU (1996).
Tabela 4.6 Características das águas
residuárias de ETA’s convencionais, usando
[Al
2
(SO
4
)
3
] como coagulante.
FONTE: YUZHU (1996).
4.3 Produção de lodo e balanço de
massa
Conforme FERREIRA FILHO (1996), em
cada etapa dos processos unitários de
tratamento de água, a produção de sólidos
pode ser avaliada de várias maneiras. Nas
estações em operação, a quantificação da
produção de sólidos pode ser feita “in loco“,
monitorando-se cada fase do processo durante
um espaço de tempo em que, sejam verificadas
alterações da qualidade da água bruta e
características do tratamento como: tipo e
dosagem de coagulante, pH de coagulação, etc.
Em estações em fase de projeto, a
quantificação dos resíduos gerados pode ser
calculado através de fórmulas empíricas e
adoção de eficiências relativas a cada processo
ou operação unitária para posterior cálculo do
balanço de massa.
(FERNANDES 2002)
Segundo REALI (1999), para uma melhor
avaliação da produção de lodo gerado nas
ETA´s, é necessária a estimativa de dois
parâmetros importantes:
¾ a massa de sólidos secos
presentes no lodo resultante do processo de
tratamento;
¾ o volume de água descartada
que atua como veículo da massa de sólidos.
O autor menciona ainda que, o primeiro
parâmetro pode ser obtido efetuando-se o
balanço de massa do sistema, primeiramente
avaliando-se quais os sólidos deverão aparecer
como resíduo. A seguir, pode-se calcular
estequiometricamente os resíduos resultantes
da aplicação do coagulante químico. No quadro
4.4 são apresentados alguns resíduos
encontrados nas estações de tratamento de
água.
Quadro 4.4 Resíduos encontrados
durante os processos de tratamento de água.
Produto
Químico
Proveniente
de
Aparece no
resíduo como:
Sólido
Sólidos
dissolvidos
Água bruta Sólidos dissolvidos
Somente se
precipitados
Sólidos
suspensos
(silte)
Água bruta Silte sem mudança Sim
Matéria
orgânica
Água bruta
Provavelmente sem
mudança
Sim
Sais de Coagulação. Hidróxido de Sim
alumínio química alumínio
Sais de ferro
Coagulação.
química
Hidróxido de ferro Sim
Polímeros
Tratamento
químico
Sem mudança Sim
Cal
Tratamento
químico e
correção de pH
Ou carbonato de
cálcio ou, se for
usado solução de
cal, somente
impurezas.
Sim
Carvão ativado
em pó
Controle de
sabor e odor
Carvão ativado em
pó
Sim
Cloro, ozônio. Desinfecção Em solução Não
FONTE: REALI (1996)
A partir de fórmulas empíricas propostas
por NIELSEN et al (1973) apud REALI (1996),
foram determinados os valores teóricos da
produção de sólidos devido à introdução de
diversos produtos químicos
na água. Os valores
dessas frações são apresentados no quadro 4.5
Quadro 4.5 Valores teóricos da produção
de sólidos.
Produtos Químicos
g de Sólidos produzidos por
g de produto químico
Sólidos suspensos (silte) 1,0
Matéria orgânica 1,0
Sulfato de alumínio 0,26 como Al(OH)3
Cloreto férrico 0,66 como Fe(OH)3
Polímero 1,0
Cal 0,1 como fração insolúvel
Carvão ativado em pó 1,0
FONTE: REALI (1996)
Ao assumir, segundo FERREIRA FILHO
(1996), que o residual de alumínio e ferro na
água sejam desprezíveis, a produção de
sólidos, utilizando-se sais de alumínio e ferro
pode ser estimada segundo as expressões 4.1
e 4.2 respectivamente.
P
L
= Q.(4,89*D
Al
+ SS + CAP + OA)*10
–3
(4.1)
P
L
= Q.(2,88*D
Fe
+ SS + CAP + OA)*10
–3
(4.2)
Existem ainda outras equações que
podem ser usadas para estimativas da
quantidade de lodo produzida. O quadro 4.6
mostra algumas dessas equações. Para facilitar
o uso das equações, pode-se substituir o
parâmetro SST por turbidez, pois na maioria das
vezes tais dados não estão disponíveis
(TEIXEIRA 1999).
Quadro 4.6 Equações empíricas usadas
para o cálculo da quantidade de lodo produzida
em uma ETA.
Equação Fonte
PL= 86400. 3,5. 10
-3
.T
0,66
.Q* AWWA, 1978
PL= 86400.Q.(SS+ 0,07C+ H+ A).10
-3
W.R.C, 1979
PL= 86400.Q.(0,23.D
Al
+ 1,5T).10
-3
CETESB, apud
Teixeira
PL= 86400.Q.(0,44.D
Al
+1,5T + A).10
-3
CORNWELL apud
Teixeira
PL=
86400.Q.(SS+xC+kD+a+Fi+Mi+Ci).10
-3
AFEE, 1982
FONTE: TEIXEIRA (1999).
P
L
= produção de sólidos seco em kg/dia (M T
-
1
),
Q = vazão de água bruta em m
3
/dia (L
3
T
-1
),
Q* = vazão de água bruta em m
3
/S (L
3
T
-1
),
D
Al
= dosagem de sais de alumínio, expresso
como Al em mg/L, (ML
-3
),
D
Fe
= dosagem de sais de ferro, expresso
como Fe em mg/L (ML
-3
),
SS = concentração de sólidos em suspensão
totais na água bruta em mg/L (M.L
-3
),
CAP = concentração de carvão ativado em pó
em mg/L (M.L
-3
).
OA = outros aditivos em mg/L (sílica ativada,
polímeros, etc...) (M.L
-3
).
T = turbidez da água bruta (UNT)
C = cor da água bruta (UC)
H = dosagem de coagulante em mg/l
(ML-3)
x = coeficiente para converter cor em
sólidos (0,05 a 0,07)
k = coeficiente de precipitação: sulfato de
alumínio líquido = 0,17 e cloreto férrico líquido =
0,39
Fi = massa de precipitado de hidróxido
de ferro devido a remoção de ferro em mg/l (ML
-
3
)
Mi = massa de precipitado de óxido de
manganês devido a remoção de manganês em
mg/l (ML
-3
)
Nas ETA´s em fase de projeto, a
realização de ensaios de “jar test” em escala de
laboratório demonstra ser um importante
instrumento na determinação da quantidade de
coagulantes a serem utilizados, otimizando o
desempenho do processo de tratamento, assim
como, na determinação da produção de sólidos.
A figura 4.3 mostra a correlação entre sólidos
em suspensão e turbidez, para uma fonte de
água bruta com baixa cor (FERNANDES 2002).
Figura 4.3 Correlação entre sólidos em
suspensão e turbidez para uma fonte de água
bruta com baixa cor.
FONTE: AWWARF (1987) apud
FERNANDES (2002)
A partir dos parâmetros apresentados no
quadro 4.7 é possível efetuar um balanço de
massa para uma ETA genérica. Utilizando-se
como coagulante o sulfato de alumínio, pode-se
calcular a produção de lodo gerada no sistema.
Quadro 4.7 Parâmetros
utilizados para a elaboração de um balanço
de massa genérico para um sistema de
tratamento de água.
Vazão (m
3
/s) 1,9
Coagulante
Sulfato de
alumínio
Dosagem de coagulante (mg/l) Alta turbidez
28,0 expresso
como
Al
2
(SO
4
)
3
.14H
2
O
Turbidez da água bruta (UNT) – Alta turbidez 50
Relação SST/Turbidez 1,0
Taxa de captura de sólidos nos decantadores (%) 90
Taxa de captura de sólidos nos filtros (%) 100
Taxa de captura de sólidos no sistema de 0
equalização de água de lavagem (%)
Teor de sólidos no lodo proveniente dos
decantadores (%)
0,5
Massa específica do lodo proveniente dos
decantadores (kg/m
3
)
1.000
FONTE: FERREIRA FILHO (1996)
Efetuando-se o balanço de massa até
que ocorra o seu fechamento completo, obtêm-
se as vazões líquidas e sólidas de projeto para
a situação de água bruta com recirculação
integral da água de lavagem sem separação de
sólidos. O balanço de massa completo
encontra-se apresentado na figura 4.4.
Coagul ação Flocul ação Sedi mentação Filtração
Tanque de
equal ização
Sist ema público de coleta
de esgotos sanitários
Sistema de drenagem
(50 % em volume)
Reaprovei tamento
(50 % em volume)
164.160 m
3
/dia
8.208 kg/dia
4.062,14 kg/dia
169.129,9 m
3
/dia
13.633,47 kg/dia
2.454,03 m
3
/dia
12.270,13 kg/dia
166.675,88 m
3
/dia
1.363,35 kg/dia
4.957,63 m
3
/dia
1.363,35 kg/dia
2.478,8 m
3
/dia
1.363,35 kg/dia
1.227,02 m
3
/dia
1.363,35 kg/dia
2.478,8 m
3
/dia
0,0 kg/dia
161.718,24 m
3
/dia
0,0 kg/dia
2.454,03 m
3
/dia
12.270,13 kg/dia
Coagul ação Flocul ação Sedi mentação Filtração
Tanque de
equal ização
Sist ema público de coleta
de esgotos sanitários
Sistema de drenagem
(50 % em volume)
Reaprovei tamento
(50 % em volume)
164.160 m
3
/dia
8.208 kg/dia
4.062,14 kg/dia
169.129,9 m
3
/dia
13.633,47 kg/dia
2.454,03 m
3
/dia
12.270,13 kg/dia
166.675,88 m
3
/dia
1.363,35 kg/dia
4.957,63 m
3
/dia
1.363,35 kg/dia
2.478,8 m
3
/dia
1.363,35 kg/dia
1.227,02 m
3
/dia
1.363,35 kg/dia
2.478,8 m
3
/dia
0,0 kg/dia
161.718,24 m
3
/dia
0,0 kg/dia
2.454,03 m
3
/dia
12.270,13 kg/dia
Figura 4.4 Balanço de massa.
Reciclagem integral da água de lavagem sem
separação de sólidos para a ETA genérica.
FONTE: FERREIRA FILHO (1996)
5. TRATAMENTO DE ESGOTO
A palavra esgoto costumava ser
empregada para caracterizar a tubulação
condutora de águas servidas como também o
próprio líquido que escoa por essas
canalizações. Hoje esse termo é amplamente
utilizado para caracterizar os despejos
provenientes das diversas modalidades de usos
e origem das águas, tais como: usos
domésticos, industriais, agrícolas e de
infiltração na rede coletora. (JORDÃO e
PESSOA 1995).
Conforme METCALF & EDDY (2003),
como resultado da decomposição da matéria
orgânica, os esgotos sanitários quando
dispostos sem os devidos tratamentos podem
causar vários inconvenientes e efeitos
indesejáveis, como por exemplo: a formação de
gases com odores desagradáveis. Além do
mais, os esgotos não tratados possuem
grandes quantidades de microorganismos
patogênicos, nutrientes que criam condições
favoráveis para o crescimento de algas e
compostos tóxicos ou potencialmente
carcinogênicos que comprometem a saúde da
população e os recursos hídricos.
O objetivo principal do tratamento de
esgoto é melhorar as suas características, de
tal maneira que, o seu uso e disposição final
possam ocorrer com regras e critérios definidos
pelas autoridades legislativas (VAN HAANDEL
e LETTINGA 1994 apud NAVAL 2001).
Para se atingir a qualidade desejada ou
os padrões vigentes de qualidade, os efluentes
estão condicionados a níveis de tratamento
comumente denominados processos de
tratamento. No Brasil são empregados os
seguintes tratamentos: preliminar, primário,
secundário e raramente terciário (VON
SPERLING 1996).
Para se conhecer o grau de poluição de
uma água residuária, dimensionar as ETE´s e
avaliar sua eficiência é importante que se
quantifique a matéria orgânica presente no
esgoto, indicada pela determinação da DBO.
Quanto maior a poluição orgânica, maior a
DBO, paralelamente, ao ocorrer à estabilização
da matéria orgânica, menor será o valor da
DBO (PAGANINI 1997).
Os despejos domésticos são constituídos
por uma elevada porcentagem de água, cerca
de 99,9%, e apenas 0,1% de sólidos
suspensos, coloidais e dissolvidos. Esta
pequena fração é que apresenta os maiores
problemas no tratamento e disposição final,
conforme figura 5.1 (MENDONÇA 2000).
Despejo Doméstico
Água (99,9%) Sólidos (0,01%)
Orgânicos (70%) Inorgânicos (30%)
Proteínas (65%)
Carboidratos (25%)
Lipídios (10%)
Minerais pesados
Sais
Metais
Figura 5.1 Composição geral dos
despejos domésticos.
FONTE: MENDONÇA (2000).
Dependendo da concentração dos
sólidos presentes nos esgotos domésticos, os
despejos líquidos podem ser classificados
como: forte, médio e fraco, conforme quadro
5.1(METCALF & EDDY 2003).
Quadro 5.1 Classificação dos esgotos
sanitários domésticos.
Parâmetro Unidade Concentração
Forte Médio Fraco
Sólidos Totais
mg/L
1200 720 250
Sólidos Dissolvidos Totais
mg/L
850 500 150
Sólidos Dissolvidos Fixos
mg/L
525 300 145
Sólidos Dissolvidos Voláteis
mg/L
325 200 105
Sólidos Suspensos Totais
mg/L
350 220 100
Sólidos Suspensos Fixos
mg/L
75 55 20
Sólidos Suspensos Voláteis
mg/L
275 165 80
Sólidos Sedimentáveis
mg/L
20 10 5
Demanda Bioquímica de
Oxigênio
mg/L
400 220 110
Demanda Química de
Oxigênio
mg/L
1000 500 250
Nitrogênio Total
mg/L
85 40 20
Nitrogênio orgânico
mg/L
35 15 8
Nitrogênio amoniacal
mg/L
50 25 12
Fósforo Total
mg/L
15 8 4
Coliformes totais
NMP/100mL 10
7
a 10
7
a 10
8
10
6
a 10
7
10
9
FONTE: METCALF & EDDY (2003)
Segundo JORDÃO e PESSOA (1995),
geralmente as instalações de tratamento são
classificadas em função do grau de redução dos
sólidos em suspensão (SS) e da demanda
bioquímica de oxigênio (DBO), proveniente da
eficiência de uma ou mais unidades de
tratamento, apresentados no quadro 5.2.
Quadro 5.2 Tipos de tratamentos em
função eficiência das unidades.
Tratamento preliminar
Remoção de sólidos grosseiros,
gorduras e areias
Tratamento primário
Sedimentação,
Flotação,
Digestão de lodo,
Secagem de lodo,
Sistemas compactos (Tanque
Imhoff), Sistemas anaeróbios (lagoa
anaeróbia, reator fluxo ascendente).
Tratamento
secundário
Filtração biológica,
Processo de lodos ativados,
lagoas de estabilização (facultativa,
aerada)
Tratamento terciário
Lagoas de maturação,
Desinfecção,
Processos de remoção de nutrientes
e Filtração final
FONTE: adaptado JORDÃO e PESSOA
(1995)
5.1 Organismos presentes no esgoto
As bactérias são organismos
pluricelulares que se apresentam isoladamente
ou em agregados, formando colônias sob várias
formas (filamentosas, cachos de uva). A célula
possui tamanhos variáveis, entre 0,5 e 25
micra, de forma esférica, bastonete, espiralada,
apresentando ou não flagelos para sua
locomoção (BRANCO 1986).
Sua reprodução ocorre por simples
divisão ou formação de esporos, as colônias
são formadas quando as células da divisão
permanecem agregadas umas às outras.
Existem na natureza bactérias de nutrição
autotrófica e as de nutrição heterotrófica,
podendo ser de vida parasitária, saprofítica ou
simbiôntica.
Quanto à respiração, existem as
estritamente aeróbias, as anaeróbias e aquelas
que sobrevivem em ambos ambientes,
chamadas bactérias facultativas.
Do ponto de vista hidrobiológico,
demonstram algum interesse apenas bactérias
coliformes e saprófitas de vida livre que habitam
as águas puras ou poluídas.
As bactérias habitantes do intestino
humano ou de animais homeotermos são as do
grupo coli que, vivendo saprofiticamente, não
causam danos aos seus hospedeiros. Tem
grande valor para os sanitaristas, pois sua
presença na água indica contaminação por
fezes ou por esgoto doméstico.
Neste grupo, podem ser citadas as do
gênero Escherichia e sua presença é
identificada por meio de culturas especiais,
distinguindo-se de outras bactérias intestinais
por fermentarem a lactose do meio de cultura,
produzindo gás, ao contrário das bactérias
patogênicas (salmonelas e shigelas) (BRANCO
1986).
Ainda segundo BRANCO (1986), admite-
se que toda água que contenha mais que um ou
dois bacilos do grupo coli em cada cem
centímetros cúbicos, pode conter bactérias
patogênicas, sendo necessárias desinfecções
antes de seu consumo.
As bactérias podem ser consideradas
como organismos de nutrição saprofítica e
autotrófica, sendo estes últimos,
quimiossintetizantes ou fotossintetizantes.
As bactérias quimiotróficas são aquelas
que sintetizam compostos orgânicos a partir de
gás carbônico e água, utilizando-se como fonte
de energia, as calorias provenientes da
oxidação de compostos inorgânicos existentes
no meio em que vivem.
As quimiotróficas são ainda constituídas
por grupos de acordo com o substrato ou
elemento químico sobre a qual reagem,
conforme Quadro 5.3.
Quadro 5.3: Alguns Grupos de Bactérias Quimiotróficas.
Bactérias Reação Simplificada
Hidrogenobactérias H
2
+ ½ O
2
H
2
O + 56 kcal
Ferrobactérias 4Fe CO
3
+ O
2
+ 6 H
2
O 4 Fe(OH)
3
+ 4CO
2
+
40 kcal
Sulfobactérias H
2
S + 1/2O
2
S + H
2
O + 41 kcal
Nitrobactérias NH
4
+ 1 ½ O
2
2H + H
2
O + NO
2
+ 66 kcal
Nitrobactérias NO
2
+ 1/2O
2
NO
3
+ 17 kcal
FONTE: BRANCO (1986).
5.2 Lagoas de estabilização
5.2.1 Histórico
Nas cidades européias desde 1900,
especificamente em Estrasburgo, os sistemas
de tratamento secundários idealizados por
Hofer tinham como objetivo principal realizar em
tanques retangulares os processos naturais de
degradação da matéria orgânica ocorridos nos
cursos d’água. Primeiramente, os esgotos eram
tratados em decantadores e os materiais
sedimentáveis retirados, eram tratados
anaerobicamente. Após diluição com adição da
água do rio, o efluente líquido era lançado em
quatro tanques, também eram adicionados
animais, tais como: micro-crustáceos, larvas de
insetos, moluscos e vegetais enraizados no
fundo. No último desses tanques foram
colocadas carpas que se alimentavam dos
microorganismos que se desenvolviam nesse
meio. Verificou-se um aumento de massa
desses peixes e, os resultados mostraram
redução de 92,5% no número de bactérias, 78%
no nitrogênio e 80% de demanda de oxigênio,
além disso, o efluente era límpido com um O.D.
variando de 5 a 7 mg/L. Essa pesquisa foi
realizada com uma superfície de água
equivalente a um hectare para cada 200
habitantes (BRANCO 1986).
Provavelmente por volta de 1901,
segundo SMALLHORST (1960), com o objetivo
de utilizar o efluente na irrigação, uma lagoa de
armazenamento de esgoto com
aproximadamente 280 ha foi construída na
cidade de San Antonio, Texas. Hoje em dia
esse lago é conhecido como lago Mitchell
(VICTORETTI 1964).
Entretanto JORDÃO e PESSOA (1995),
comentam que, acidentalmente os primeiros
fenômenos biológicos no tratamento de esgoto
constatados em lagoas foram em Santa Rosa
(EUA, 1924) e Fesseden, Dakota do Norte
(EUA, 1928). Nessa época, faltavam estudos
completos quanto às formas geométricas
(largura, comprimento e profundidade) e dados
gerais como: DBO, tempo de detenção
hidráulica, número de pessoas por hectare. Em
Fesseden, com a falta de um sistema de
tratamento e corpo receptor adequados, os
esgotos eram direcionados para uma depressão
no terreno fora da cidade. Alguns meses depois
foi constatado que a qualidade do efluente final
era comparável a de um tratamento secundário,
permanecendo assim em operação por trinta
anos.
Durante a Segunda Guerra Mundial,
devido à escassez de materiais e equipamentos
adequados para dispor os resíduos líquidos, as
autoridades americanas tiveram que adotar
soluções mais rápidas e ao mesmo tempo
eficazes. Foram então projetadas e construídas
as lagoas denominadas de: lagoas de oxidação.
Em 1946 foram publicados resultados
completos de operação nas bases de Camp
Houd e Camp Barkeley, Texas e Shoemaker
Naval Station na Califórnia (AZEVEDO NETTO
1967).
Na tentativa de se encontrar parâmetros
confiáveis para dimensionamento e melhor
acompanhamento dessas lagoas, projetos
foram desenvolvidos com objetivos e critérios
racionais, tomando por base: a carga de
matéria orgânica, tempo de detenção hidráulico,
profundidade, número de habitantes e tipo de
efluentes. Por volta do ano de 1948, nos EUA,
entrou em operação a primeira lagoa projetada
para tratamento de efluentes, a lagoa de
Maddock. Nessa mesma época, na Austrália,
foram desenvolvidos estudos de lagoas em
série, surgindo assim outra derivação desse tipo
de tratamento conhecido no Brasil como
“Sistema Australiano“, lagoa anaeróbia seguida
por uma lagoa facultativa (VICTORETTI 1964).
Ainda segundo o autor, a partir de uma
parceria entre a Prefeitura de São José dos
Campos, Departamento de Águas e Energia
Elétrica e o Serviço de Especial de Saúde
Pública, com a finalidade de se conhecer a
aplicação desse sistema e obter parâmetros
para dimensionamento em função das
características e das condições brasileiras, em
1957, foi construído o primeiro sistema de
lagoas de estabilização na região do Vale do
Paraíba.
5.2.2 Conceito de lagoas de estabilização
Diversos autores empregam várias
denominações para esse tipo de tratamento:
Lagoas de Esgoto, Lagoas de Oxidação,
Lagoas Redox e Lagoas de Depuração, porém
hoje o termo que vem sendo mais utilizado é
Lagoa de Estabilização.
5.2.2.1 Definição
Existem várias definições para lagoas de estabilização: “... tanques
construídos de terra, de profundidade reduzida (< 5,00 m), projetados para
tratamento de águas residuárias, pela interação da biomassa (algas,
bactérias, protozoários, etc.), da matéria orgânica do esgoto e outros
processos naturais. A finalidade deste processo é obter um efluente com
várias características definidas (DBO, DQO, OD, SS, algas, nutrientes,
parasitas, enterobactérias, coliformes, etc)...” (YÁNEZ 1993).
“... constituem um processo biológico de tratamento de águas
residuárias que se caracterizam pela simplicidade, eficiência e baixo custo”
(MATSHUSITA s.d.)
“... são os mais simples métodos de tratamento de esgoto que existem.
São constituídas de escavações rasas cercadas por taludes de terra, com
forma retangular ou quadrada...” (MENDONÇA 1995).
De uma forma geral, os sistemas de
lagoas de estabilização se resumem na forma
mais simples do tratamento biológico, onde a
estabilização da matéria orgânica é realizada
pela oxidação bacteriológica e /ou redução
fotossintética das algas (JORDÃO e PESSOA
1995).
Por não necessitar de operadores
qualificados e equipamentos sofisticados, as
lagoas de estabilização vêm sendo empregadas
com sucesso em países em desenvolvimento e
de climas tropicais, onde os recursos
financeiros são precários e os custos investidos
em sistemas convencionais são elevados.
(NAVAL 2001).
Como todos os processos de tratamento,
os sistemas de lagoas de estabilização
apresentam vantagens e desvantagens
(KELLNER 1998).
As principais vantagens são:
¾ grandes facilidades na construção;.
¾ simplicidade de operação e
manutenção;
¾ baixo custo de operação e
manutenção;
¾ não necessita de mão de obra
especializada;
¾ alta qualidade do efluente final, com
significativa redução de patógenos;
¾ grande capacidade de absorver
choques hidráulicos e orgânicos devido aos
altos tempos de detenção.
¾ utilizam pouca energia elétrica.
As principais desvantagens são:
¾ necessidades de grandes áreas;
¾ às vezes, sua operação e
manutenção acabam sendo desprezadas por
não necessitar de pessoal especializado
¾ exalação de odores desagradáveis
(lagoas anaeróbias),
¾ dependências de fatores climáticos
.
No processo de depuração das lagoas, as
condições biológicas e hidráulicas podem ser
afetadas por fenômenos meteorológicos,
variáveis locais relacionadas com intensidade
luminosa e fenômenos hidrológicos. Neste
caso, são considerados fenômenos naturais
incontroláveis, pois não se pode exercer
qualquer ação para modificá-los (MENDONÇA
2000).
5.2.2.1.1 Fenômenos naturais
incontroláveis
¾ Evaporação: pode provocar redução
na lâmina d’água, propiciando
desenvolvimento de vegetações emergentes
e diminuição do tempo de detenção,
modificando o equilíbrio hidráulico,
alterando a concentração de sólidos da
matéria orgânica, além de produzir um
aumento da salinidade do meio, provocando
modificações osmóticas do material celular
contribuindo de maneira significativa no
equilíbrio biológico.
¾ Radiação solar: é extremamente
indispensável na produção de oxigênio e
influi diretamente na reação de fotossíntese.
A quantidade de luz solar auxilia também na
determinação da área e profundidade
necessárias para uma boa operação.
¾ Precipitações pluviométricas:
dependendo da sua duração e intensidade, a
presença de águas pluviais nas redes
coletoras sempre provoca diluição das
águas residuárias, diminuição do tempo de
detenção, arrastes da população de algas,
acarretando em redução do rendimento da
lagoa.
¾ Ventos: a formação de ondas
causadas pelo vento pode provocar erosão
nos taludes internos mínimos e máximos de
operação. Além disso, favorecem a
homogeneização da lagoa da massa líquida
e contribuem na oxigenação da lagoa,
aumentando a superfície de contato das
partículas de água com a atmosfera,
auxiliando também no transporte das algas
imóveis para zonas mais fundas da lagoa.
¾ Nuvens: são elementos capazes de
se interpor quanto à passagem de radiação
solar.
5.2.2.2.Classificação e princípios
biológicos das lagoas de estabilização
Existem várias maneiras de se classificar
as lagoas de estabilização. De acordo com a
quantidade de oxigênio, podem ser:
anaeróbicas, aeróbicas e facultativas. São
denominadas lagoas aeradas quando a aeração
é feita artificialmente. Segundo YANEZ (1993),
conforme a disposição que se encontrem em
relação às unidades de tratamento, as lagoas
podem ainda ser classificadas como: primárias
quando recebem esgoto bruto e secundárias
quando recebem efluentes de outras unidades
de tratamento e de maturação se o objetivo
fundamental visa reduzir organismos
patogênicos.
5.2.2.2.1 Princípios da respiração e
fotossíntese
Em meados do século XVIII, através de
pesquisas, Joseph Priestley verificou que tanto
um camundongo quanto uma planta quando
colocados separadamente em compartimentos
de vidro morriam após algumas horas, mas
sobreviviam quando colocados juntos na
presença de luz. Este estudo demonstrou o
princípio de equilíbrio biológico que ocorre entre
seres heterótrofos e seres autótrofos:
respiração e fotossíntese (BRANCO 1967). O
sistema de lagoas de estabilização baseia-se
nesses dois princípios biológicos.
Conforme BRANCO (1986), a respiração é
um fenômeno universal realizado por
organismos do reino animal e vegetal que,
consiste na oxidação de substâncias de
estruturas mais complexas com alta energia
potencial, posteriormente utilizada na realização
de suas atividades vitais ou ações que
consumam calorias. A respiração dos
organismos é dividida em aeróbia e anaeróbia.
Na respiração dos organismos aeróbios, a
maior parte da matéria orgânica consumida é
transformada em glicose, através do processo
de digestão química, processo que tem como
objetivo, reduzir as partículas através da
fragmentação das moléculas que compõem a
massa, originando partículas mais simples e de
menor tamanho que são capazes de atravessar
as paredes do aparelho digestivo penetrando
nas células e no sangue.
Essa redução das partículas é realizada
por meio de enzimas ou fermentos digestivos
que exigem para sua ação um ambiente
satisfatório em relação ao pH. Algumas agem
melhor em meio fortemente ácido como, por
exemplo, nos vertebrados que em geral é
realizada no estômago, através de glândulas
secretoras de ácido. Existe também uma outra
etapa alcalina que em muitos animais é
realizada no intestino.
A glicose então, sendo oxidada pelo
oxigênio do ar, resulta em 673kcal por molécula
grama de glicose consumida e, são essas
calorias que constituem a energia necessária à
atividade muscular dos animais.
Segundo a reação citada abaixo:
C
6
H
12
O
6
+ 6O
2
6CO
2
+ 6H
2
0 +
673 kcal
Como todo processo de oxidação, o
processo respiratório pode ser realizado pela
simples retirada de átomos de hidrogênio da
molécula orgânica sendo transferidos a outros
compostos denominados de aceptores de
hidrogênio. Neste caso quando o aceptor de
hidrogênio for o oxigênio livre a respiração é
dita aeróbia. Caso o aceptor seja qualquer outra
substância, a respiração é dita anaeróbia. Neste
último tipo de respiração, além do gás
carbônico, outros produtos finais são formados
como álcoois ou ácidos orgânicos e, pelo fato
de não ocorrer oxidação total, a quantidade de
energia liberada é menor em comparação com
a respiração aeróbia (BRANCO 1967).
Exemplo de respiração realizada por
microorganismo, que ao fermentar a glicose,
produz álcool:
C
6
H
12
O
6
2CO
2
+ 2C
2
H
5
OH
Ao contrário da respiração, a fotossíntese,
com o aproveitamento da energia luminosa se
resume em transformar substâncias mais
simples em compostos orgânicos, papel
desempenhado por pigmentos verdes presentes
nos vegetais, de estrutura semelhante à
hemoglobina do sangue, formada por quatro
anéis de pirrol ligados a um núcleo de
magnésio, denominado clorofila presente em
todos vegetais clorofilados, (BRANCO 1986).
A reação é dita fotoquímica, pois com o
aproveitamento da luz, o gás carbônico
absorvido do ar, é combinado com a água na
proporção de 673 kcal por molécula grama
formando açúcar e como sub-produto, oxigênio.
Inicialmente a equação desse processo se
resumia em:
673 kcal
6CO
2
+ 6H
2
O C
6
H
12
O
6
+ 6O
2
clorofila
Com o objetivo de seguir seu curso no
interior do organismo ou na seqüência da
reação, através de pesquisas com isótopos
radioativos como elementos marcados foi
possível verificar que o oxigênio final provém da
água consumida e não do gás carbônico.
Conclui-se assim, que o número de moléculas
da água que entram na reação deve ser maior,
a fim de fornecer as seis moléculas de oxigênio
liberadas para atmosfera.
Para representação do processo, segue a
seguinte reação:
673 kcal
6CO
2
+ 12H
2
O C
6
H
12
O
6
+
6O
2
+ 6H
2
O
clorofila
Os principais fatores que causam variação
na velocidade dessa reação são: quantidade e
qualidade de luz, teor de gás carbônico
disponível, temperatura, etc.
5.2.2.2.2 O papel das bactérias
Em condições aeróbias, as bactérias são
as principais responsáveis pela degradação da
matéria orgânica. Através de enzimas
catalisadoras liberadas pela própria célula, tais
organismos decompõem as substâncias
orgânicas mais complexas como: carboidratos,
proteínas e gorduras em materiais solúveis que,
ao serem absorvidos pela membrana celular
convertem-se em: energia, novas células
bacterianas e produtos finais (dióxido de
carbono, nitratos e fosfatos). As bactérias mais
freqüentes são as Pseudomonas sp,
Flavobacterium sp e Achromobacter (CETESB
1989).
Em condições anaeróbias, a estabilização
da matéria orgânica é realizada pelas bactérias
acidogênicas e metanogênicas, resultando em:
dióxido de carbono, metano, gás sulfídrico e
amônia (KELLNER 1998).
5.2.2.2.3 O papel das algas.
Conforme BRANCO (1996), as algas são
organismos uni ou pluricelulares, móveis ou
fixos, dotados de clorofila, que produzem o
oxigênio através de pigmentos fotossintéticos,
utilizados pelas bactérias aeróbias no processo
de estabilização da matéria orgânica e também
para suprir a demanda da própria atividade
respiratória das algas durante a noite.
GLOYNA (1971), ressalta que o oxigênio
produzido pela fotossíntese das algas é
suficiente para garantir durante o dia a
respiração dos organismos aeróbios, embora a
quantidade produzida dependa do tipo de alga,
da forma como os nutrientes se apresentam no
meio e do estágio de degradação da matéria
orgânica.
Outro efeito importante proporcionado
indiretamente pelas algas decorre do consumo
de dióxido de carbono, sub-produto das
bactérias saprófritas, elevando assim o pH do
líquido para valores que variam entre 8 e 11.
Com a elevação do pH acima desses valores,
ocorrerá: redução das bactérias saprofíticas,
prejudicando os processos de decomposição
orgânica, precipitação dos fosfatos de cálcio,
perda parcial da amônia para atmosfera e
mortandande e/ou redução das bactérias
entéricas (E.Coli) (CETESB 1989).
Existem muitas formas de algas nas
lagoas, entretanto, por estarem associadas com
a qualidade da lagoa, duas delas estão sempre
presentes (CETESB 1989).
• algas verdes: conferem cor
esverdeada a lagoa e indicam boa condição de
funcionamento, presentes em meio líquido
balanceado em nutrientes e pH elevado
• algas azuis: predominantes em
lagoas com pH próximo ao neutro ou tendendo
ao alcalino, águas com temperaturas elevadas
(acima de 30
O
C), onde ocorra deficiência de
nutrientes (principalmente nitrogênio). Por
possuírem pseudo-vacúolos de gás em suas
células, estas algas flutuam na superfície do
líquido, dificultando a penetração de luz e
exalam odores desagradáveis ao se
decomporem.
Alguns gêneros de algas presentes nas
lagoas de estabilização facultativas do Estado
de São Paulo são apresentados no quadro 5.4.
Quadro 5.4 – Gêneros de algas presentes
nas lagoas de estabilização do Estado de São
Paulo.
Algas verdes Fitoflagelados Algas azuis Diatomáceas
Scenedesmus Trachlelomonas Oscillatoria Cyclotella
Ankistrodesmus Euglena Microcystis
Golenkinia Phacus Synechococcus
Oocystis Chlamydomona
s
Synechocystis
Micractinium Peranema Merimospedia
Tetrastrum Pandorina
Closteriopsis Iepocinalis
Chlorella Hemidinium
Crucigenia Petalomonas
Planktosphaeria Peridinium
Coelastrum Gumnodinium
Protococcus Synura
Actinastrum Heteronema
Dictyosphaerium
Coronastrum
Nephrochlamys
Chlorococcum
Cosmarium
Tetraspora
Sphaerocystis
Protococcus
FONTE: CETESB (1989)
5.2.2.2.4 Lagoas anaeróbias
As lagoas anaeróbias operam com
ausência de oxigênio livre e sem aeração, é
caracterizada por receber altas cargas
orgânicas com um curto período de detenção e
uma coloração escura quando ocorre processo
de fermentação metânica, gerando como um
dos produtos finais o gás metano. No entanto,
algumas lagoas anaeróbias, na sua fase inicial
de operação que recebem baixas
concentrações de material orgânico apresentam
uma coloração rosada (YANEZ 1993).
Segundo JORDÃO e PESSOA (1995),
apesar do aspecto não ser agradável, a massa
cinzenta formada denominada escuma tem
como objetivo:
¾ obstruir a entrada de luz solar,
impedindo a formação de algas e,
conseqüentemente a produção de oxigênio,
garantindo assim a anaerobiose do meio;
¾ evitar trocas gasosas com o
meio;
¾ controlar a saída de gases com
odores fortes;
¾ proteger a lagoa contra curtos-
circuitos provocados pelos ventos.
Estudos recentes a respeito dessas
lagoas, indicaram ainda que, as taxas de
mortalidade bacteriana são inferiores quando
comparadas com outros tipos de lagoas,
demonstrando sua desvantagem quando o
critério de qualidade para o efluente é a
concentração bacteriana (SAQQAR & PESCOD
1988 apud YANEZ 1993).
Ao se fazer uma analogia a uma estação
de tratamento de esgoto convencional, a lagoa
anaeróbia representa o decantador primário e o
digestor anaeróbio. Os materiais sólidos
sedimentados no fundo da lagoa são
decompostos anaerobicamente e a eficiência na
remoção da DBO está relacionada com a
quantidade e natureza desse material
sedimentável (GLOYNA 1971).
SILVA & MARA (1979) sugerem que,
sejam mantidas temperaturas acima de 15
O
C e
pH acima de 6, criando assim, condições
favoráveis para fermentação metânica, sendo
alcançadas eficiências máximas com
temperaturas em torno de 30 a 35
O
C. Em
baixas temperaturas de inverno, as velocidades
das taxas de degradação são inferiores quando
comparadas com temperaturas de verão,
resultando em maior acúmulo de lodo nesses
períodos.
MENDONÇA (1990) menciona que, a
principal desvantagem do tratamento anaeróbio
é a possibilidade de geração de odores
desagradáveis produzidos pela liberação do gás
sulfídrico (H
2
S), em contrapartida, as lagoas
anaeróbias tem a finalidade de oxidar
compostos orgânicos complexos em áreas bem
reduzidas.
Segundo PESCOD (1995) apud KELLNER
(1998), os problemas de exalação de maus
odores, produzidos principalmente pela
liberação do sulfeto de hidrogênio na atmosfera,
podem advir do desequilíbrio entre bactérias
acidogênicas e metanogênicas. Quando o
afluente apresenta concentrações de sulfato
superior a 100 mg/l e o pH situa-se abaixo de
7,5, problemas com odores desagradáveis são
esperados.
A fim de se evitar problemas com maus
odores, MARA & PEARSON (1995) apud
KELLNER (1998), consideram o valor de
500 mg SO
4
-2
/m
3
.dia como a taxa máxima
volumétrica de aplicação de sulfato em lagoas
anaeróbias.
A digestão anaeróbia é um processo
fermentativo composto por várias reações
seqüenciais, cada um com sua população
bacteriana específica. Na figura 5.2, proposta
por KASPAR & WUHRMANN (1987) apud VAN
HAANDEL (1999), é apresentada uma
representação esquemática dos vários
processos que ocorrem na digestão anaeróbia
(Hidrólise, Acidogênese, Acetogênese e
Metanogênese).
Figura 5.2 Processos na digestão anaeróbia
(os números referem-se a porcentagens,
expressas como DQO).
FONTE: VAN HAANDEL (1999)
Material orgânico em suspensão
Proteínas, carboidratos, lipídios
Aminoácidos,
açúcares
Ácidos graxos
Piruvato Outros
Propionat
o
Ácidos
graxos
Acetato Hidrogênio
Metano
21 40 5
39
34
66
46
5
15 34
acidogêne
s
e
11
35
11
23
acetogêne
s
e
9
1
30
metanogênese
hidrogenotrófica
acetotrófic
70
6
4
hidrólise
100%
No processo de hidrólise, o material
orgânico particulado é convertido em
compostos dissolvidos de menor peso
molecular, através de exo-enzimas excretadas
pelas bactérias fermentativas. Os compostos
dissolvidos na hidrólise são absorvidos nas
células das bactérias fermentativas e, após a
acidogênese, excretadas como substâncias
orgânicas simples como ácidos graxos voláteis
de cadeia curta, álcoois e compostos minerais
(CO
2
, H
2
, NH
3
, H
2
S). A maior parte das
bactérias que realizam a fermentação
acidogênica são anaeróbias, entretanto,
algumas espécies facultativas auxiliem no
processo consumindo o oxigênio dissolvido
eventualmente presente que, sem a devida
remoção, poderia se tornar tóxico as bactérias
metanogênicas. (VAN HAANDEL 1999).
No processo de acetogênese ocorre a
conversão dos produtos da acidogênese em
compostos que formam substratos para
produção de metano: acetato, hidrogênio e
dióxido de carbono. Cerca de 70% da DQO
digerida é convertida em ácido acético,
enquanto que o restante da DQO concentra-se
no hidrogênio. No último processo denominado
metanogênese, o gás metano é produzido por
bactérias acetotróficas,a partir da redução do
ácido acético, ou pelas bactérias
hidrogenotróficas, a partir da redução do dióxido
de carbono, segundo reações abaixo (VAN
HAANDEL 1999).
Metanogênese acetotrófica ou
acetoclástica
CH
3
COO
-
+ H
+
CH4 + CO
Metanogênese hidrogenotrófica
4H
2
+ HCO
3
-
+ H
+
CH
4
+ 2H
2
O
5.2.2.2.5 Lagoas facultativas
YANEZ (1993), comenta em suas
pesquisas que, indiscutivelmente as lagoas
facultativas são as mais empregadas em todo
mundo. Apesar da grande quantidade de
estudos a respeito desse tipo de tratamento,
existe uma série de dúvidas sobre inter-
relações de alguns processos físicos (modelos
hidráulicos de projeto e biomassa) com outros
processos bioquímicos (cinéticas de reação,
etc).
As lagoas facultativas são classificadas
como: primárias ou secundárias, pois podem
receber esgotos brutos ou decantados,
efluentes de uma lagoa anaeróbia ou de um
reator anaeróbio de fluxo ascendente
(MENDONÇA 2000).
No Nordeste do Brasil, várias pesquisas
realizadas vêm demonstrando o elevado grau
de tratamento das lagoas, produzindo efluentes
com DBO
5
inferior a 30 mg/l e 1000 NMP/100ml
de coliformes termotolerantes (SILVA 1982).
Conforme VON SPERLING (1995), as
lagoas facultativas são caracterizadas por
possuírem três camadas. A camada superior,
conhecida como zona aeróbia, onde ocorre à
estabilização da matéria orgânica através das
bactérias aeróbias No fundo da lagoa
predomina a zona anaeróbia, onde não há
passagem de luz e ocorrem os processos de
fermentação metanogênica do material
sedimentado, dando origem ao lodo. E por
último, existe ainda uma camada intermediária
dita facultativa, pois à noite além de cessar a
incidência de luz, as algas também passam a
consumir o oxigênio produzido durante o dia.
Essa camada ora funciona como aeróbia, ora
como anaeróbia, como mostra a figura 5.3.
DIA
NOITE
Figura 5.3 - Variação das Zonas Aeróbias e
Anaeróbias.
FONTE: VON SPERLING (1995)
A quantidade de oxigênio necessária na
camada aeróbia depende fundamentalmente da
atividade fotossintética das algas que,
diretamente, depende das condições climáticas
predominantes e da presença de nutrientes
como fósforo, nitrogênio entre outros,
proporcionando um ambiente adequado para o
seu crescimento. KONIG (1990), cita que além
Zona
Facultativa
Zona
Aeróbia
Zona
das algas, outra forma de suprimento de
oxigênio provém da reaeração superficial da
interface ar/água provocada pelos ventos.
Sendo assim, o oxigênio produzido é
utilizado pelas bactérias aeróbias no processo
de decomposição da matéria orgânica,
convertendo esse material em dióxido de
carbono, fosfatos, amônia, etc. O CO
2
desprendido e os nutrientes são sintetizados
pelas algas para seu próprio desenvolvimento,
resultando em uma associação de mútuo
benefício, como mostra a figura 5.4
(VICTORETTI 1968).
Existe também uma competição entre
bactérias e protozoários processando
simultaneamente a matéria orgânica solúvel,
porém, as bactérias são menores e
metabolizam o substrato de uma forma mais
rápida que os protozoários que se apresentam
em tamanhos maiores e com taxas metabólicas
menores. Pela facilidade com que podem ser
observados nos microscópios, os protozoários
são considerados importantes indicadores de
qualidade do efluente (MC KINNEY 1962 apud
KELLNER 1998).
OXIGÊNI
O
MATÉRIA
ORGÂNICA
DOS
EXCESSO
DE
ALGAS
FIGURA 5.4 Simbiose entre algas e
bactérias.
FONTE: VICTORETTI (1968)
O estudo comparativo dos gêneros de
algas presentes em lagoas de estabilização de
várias localidades deve levar em consideração:
as características do esgoto, mudanças na
intensidade luminosa e temperatura (variáveis
dependentes da latitude) (KONIG 1990).
OXIDAÇÃO
POR
BACTÉRIAS
EXCESSO
DE
BACTÉRIAS
FOTOSSÍNTE
SE
PELAS
ENERGIA
SOLAR
CO
2
+ H
2
O
NH
4
As Equações 5.1 e 5.2, encontradas por
MARA & PEARSON (1986), representam as
correlações entre a concentração de clorofila a
presente no efluente e a taxa de aplicação
superficial.
CLO = 1072 – 2,556 *
λ
s
; 100 < λ
s
<
350 kg/DBO/ha.dia (5.1)
CLO = 1248 – 2,020 *
λ
s
; 350 < λ
s
<
600 kg/DBO/ha.dia (5.2)
Onde:
CLO = concentração de clorofila a (µg/L)
λ
s
= taxa
de aplicação superficial
(KgDBO/ha.dia)
Quando a profundidade de tubulação de
descarga encontra-se próximo á superfície,
segundo MARA et al (1983), é possível
encontrar uma grande variação na
concentração de algas. Essa variação ocorre
devido ao acúmulo de algas nas camadas
superiores da lagoa (10 a 15cm), representando
até 80% dos sólidos suspensos, 60-75% da
DQO e mais de 65% do valor da DBO
5
(PEARSON & SILVA 1988).
Um dos procedimentos adotados por
vários projetistas para minimizar o problema
consiste em assentar a tubulação
aproximadamente a 40 cm da superfície
(KELLNER 1998).
PEARSON et al (1987) ainda sugerem
que, com a possível concentração de sulfeto, a
tubulação de entrada do efluente da lagoa
anaeróbia na lagoa facultativa seja disposta no
fundo da lagoa, evitando assim, interferências
no desenvolvimento das algas localizadas
principalmente na superfície.
5.2.3 Modelos matemáticos
utilizados no dimensionamento de
lagoas de estabilização
Desde que foram construídas as
primeiras lagoas de estabilização, os
pesquisadores vêm buscando encontrar
relações ou modelos matemáticos para seu
dimensionamento KELLNER (1998).
Com isso, muitos modelos matemáticos
são empregados no dimensionamento de
lagoas de estabilização e para cada cálculo são
obtidos volumes diferentes (METCALF & EDDY
2003).
YANEZ (1993) comenta que, em função
do grande número de variáveis e modelos
existentes para se dimensionar a estação, o
engenheiro projetista encontra uma certa
liberdade para escolher qual o melhor critério a
ser empregado.
Os modelos utilizados podem ser
classificados em: empíricos e racionais. Os
modelos empíricos são simples e não
necessitam de parâmetros difíceis de serem
encontrados. Baseiam-se a partir da
observação das características físicas e
operacionais de lagoas que funcionam
satisfatoriamente e apresentam bons índices de
eficiência. Entretanto, sua aplicação é limitada e
alguns desses parâmetros obtidos podem variar
dentro de faixas relativamente amplas
(KELLNER 1998).
Os modelos racionais seguem uma teoria
racional sobre o funcionamento da estação.
Para se determinar parâmetros que interferem
no processo são empregadas lagoas piloto e
ensaios laboratoriais. Tais parâmetros estão
relacionados com resultados de operação, de
onde surgem equações que descrevem o
fenômeno e permitem sua reprodução em
condições controladas. Um desses fatores que
interferem no desenvolvimento dos modelos
racionais é a temperatura da massa líquida
(MENDONÇA 2000).
5.2.3.1 Modelos empíricos
5.2.3.1.1. Lagoas anaeróbias
5.2.3.1.1.1 Método da taxa de aplicação
volumétrica
Para o dimensionamento das lagoas
anaeróbias são utilizadas as taxas de aplicação
volumétrica, apresentadas no quadro 5.5.
Portanto, o volume da lagoa pode ser calculado
através da equação 5.3.
Onde:
V= volume da lagoa ( m3)
DBO
5
= DBO de 5 dias do afluente (mg/l)
Q méd. = vazão média afluente
(m
3
/d)
λ
v
= taxa de aplicação volumétrica (g
DBO
5
/m
3
*d)
Quadro 5.5 Taxas de aplicação
volumétricas para lagoas anaeróbias.
V = DBO5 * Qméd
(5.3)
λ
v
Taxa de aplicação
volumétrica λ
v
(g DBO
5
/m
3
*d)
Profundidade
(m)
Fonte
50-150 3,0-4,5
JORDÃO e PESSOA
(1982)
190-240 3,0-5,0 UEHARA E VIDAL (1989)
200-250 2,0-4,0 MARA e SILVA (1979)
100-300 4,0-5,0 VON SPERLING (1996)
FONTE: adaptado KELLNER (1998)
Para manter condições anaeróbias na
lagoa, MARA (1976), sugere a taxa de
aplicação volumétrica λ
v
> 100 g DBO
5
/m
3
*d,
entretanto, a autora ressalta que, para λ
v
> 400
g DBO
5
/m
3
*d podem ocorrer problemas de
odor. Já JORDÃO e PESSOA (1995) citam que,
no Brasil existem lagoas operando bem com
taxas de aplicação volumétrica em torno de 50
g DBO
5
/m
3
*d.
5.2.3.1.1.2 Método do tempo de detenção
hidráulico
Além do método de dimensionamento de
lagoas anaeróbias citado acima, outro método
bastante utilizado pelos projetistas baseia-se no
tempo de detenção hidráulico, conforme
equação 5.4 (VON SPERLING, 1996).
Onde:
V= volume da lagoa (m
3
)
T = tempo de detenção
hidráulico (dias)
Q méd.= vazão média afluente
(m
3
/d)
A eficiência desse processo está
intimamente relacionada ao tempo de detenção
e à temperatura do líquido, apresentados no
quadro 5.6. Através de pesquisas realizadas em
diversos países como: Zâmbia, África, Austrália,
Israel e Índia, ARCEIVALA (1981), propôs
tempos de detenção inferior a 5dias.
Quadro 5.6 Resultados obtidos com lagoas
anaeróbias que tratam despejos domésticos
com períodos de detenção inferior a cinco dias.
Temperatura da lagoa
anaeróbia (
O
C)
Tempo de
detenção
(dias)
Provável eficiência de
remoção de DBO
(%)
10-15 4,0-5,0 30-40
15-20 2,0-3,0 40-50
20-25 1,0-2,0 40-60
25-30 1,0-2,0 60-70
V = T * Qméd (5.4)
FONTE: ARCEIVALA (1981)
Em seus trabalhos, KAMIYAMA (1989),
apresenta porcentagens de redução de DBO a
partir de várias temperaturas do líquido para um
mesmo tempo de detenção hidráulico (quadro
5.7).
Quadro 5.7 Porcentagem de redução de
DBO
5
, em função da temperatura da água e do
tempo de detenção hidráulico.
Porcentagem de redução de DBO
5
(%) Tempo
(dias)
10
O
C 14
O
C 15
O
C 18
O
C
1 23 35 47 33
2 40 61 56 53
4 46 70 67 56
9 57 75 75 81
16 72 89 90 87
32 90 90 95
64 94 94
FONTE: KAMIYAMA (1989)
VON SPERLING (1996) ressalta que,
com tempos de detenção inferiores a 3 dias,
poderá ocorrer uma taxa de saída das bactérias
metanogênicas com o efluente da lagoa
superior à sua taxa de reprodução,
conseqüentemente, haverá redução da
eficiência da lagoa causando desequilíbrio entre
as fases acidogênicas e metanogênicas que
resultarão em acúmulo de ácidos no meio e
geração de odores desagradáveis pelo fato de
haver poucas bactérias para dar continuidade à
conversão dos ácidos.
Ainda segundo o autor, tempos de
detenção superiores a 6 dias não são
recomendados pois podem levar a lagoa a
condições aeróbias, prejudicando o
desenvolvimento das bactérias metanogênicas
(sensíveis na presença de oxigênio).
Os tempos de detenção propostos pela
Norma Brasileira (1991) citados por (VON
SPERLING 1996) são apresentados no quadro
5.8.
Quadro 5.8 Tempos de detenção
propostos segundo NBR (1991).
Tempo de detenção (d)
Temperatura média da
lagoa no mês mais frio (
O
C)
Início de plano Final de plano
<20 > 4 < 6
>20 > 3 < 5
FONTE: VON SPERLING (1996).
5.2.3.1.2. Lagoas facultativas
5.2.3.1.2.1 Método da taxa de aplicação
superficial
No dimensionamento de lagoas
facultativas, os principais parâmetros de
interesse no projeto são de natureza física e de
carga orgânica medidos em termos de kg.
DBO/ha.d (JORDÃO e PESSOA 1995).
Segundo VON SPERLING (1996), o
modelo matemático que utiliza a taxa de
aplicação superficial no dimensionamento do
sistema, leva em consideração a área da lagoa
exposta à luz solar para que, através do
processo fotossintético realizado pelas algas
ocorra produção de oxigênio.
Neste caso, a área necessária é
calculada pela equação 5.5.
V = DBO
T
* Qméd (5.5)
1000 * λs
Onde:
A= área da lagoa ( m
2
)
DBO
T
= DBO total do afluente (mg/l)
Q méd.= vazão média afluente
(m
3
/d)
λs = taxa de aplicação superficial (kg
DBO
5
/ha*d)
Na escolha da taxa a ser aplicada, deve-
se levar em consideração a temperatura local,
latitude, exposição solar, altitude e outros, uma
vez que, locais com insolação e climas
favoráveis como no Nordeste do Brasil,
permitem a adoção de taxas mais elevadas (>
300 kgDBO
5
/ha*d), resultando em menores
áreas superficiais. A seguir, no quadro 5.9 são
apresentadas algumas taxas de aplicação
superficial adotadas no Brasil (VON SPERLING
1996).
Quadro 5.9 Taxas de aplicação
superficial adotadas no Brasil.
FONTE: VON SPERLING (1996)
Regiões com inverno quente e elevada insolação λ
S
= 240 a 350 kgDBO/ha*d
Regiões com inverno e insolação moderados λ
S
= 120 a 240 kgDBO/ha*d
Regiões com inverno frio e baixa insolação λ
S
= 100 a 180 kgDBO/ha*d
GLOYNA (1971), sugere taxas de
aplicação superficial levando-se em
consideração população e tempos de detenção,
conforme quadro 5.2. Entretanto, KELLNER
(1998) adverte que, em condições diferentes
daquelas apresentadas no quadro 5.10,
poderão ocasionar lagoas com grandes áreas.
Ainda segundo o autor, o quadro 5.11
apresenta as profundidades a serem estimadas
no dimensionamento.
Quadro 5.10 Taxas de aplicação
superficial para lagoas facultativas, em função
das condições ambientais do local da
implantação.
λ
S
*
kgDBO/ha*d
População
(hab)
T
(dias)
Condições
locais
<10 <200 >200
Regiões frias
com coberturas
sazonais de gelo,
baixa
temperatura de
água
10-50 200-1000 200-100
Clima frio com
cobertura
sazonal de gelo,
temperatura de
verão temperada
e presente por
pequnos
períodos
50-150 1000-3000 100-33
Regiões
temperadas,
semitropicais,
cobertura de gelo
ocasional
150-300 3000-7000 33-17 Regiões
tropicais, sol e
temperatura
uniformemente
distribuídos.
FONTE: GLOYNA (1971)
Quadro 5.11 Profundidades
recomendadas para lagoas facultativas em
função das características do esgoto afluente
ou das condições climáticas locais.
h
(m)
Tipo de esgoto a
tratar
Condições locais
1,0 Esgoto pré-decantado
Temperatura uniforme e
quente
1,0 a-1,5 Esgoto bruto
Temperatura uniforme e
quente
1,5 a 2,0
Esgoto contendo
sólidos sedimentáveis
Variações na temperatura,
moderadas e sazonais
2,0 a 3,0
Grande quantidade de
areia ou sólidos
sedimentáveis
Sensíveis variações
sazonais de temperatura
FONTE: KELLNER (1998)
5.2.3.2 Modelos racionais
Já citado anteriormente, um dos fatores
interferentes nos modelos racionais é a
temperatura da massa líquida. No entanto,
como na fase inicial de projeto, a maioria dos
dados publicados refere-se à temperatura do ar,
alguns autores correlacionaram a temperatura
do ar com a temperatura média do líquido na
lagoa, conforme quadro 5.12 (KELLNER 1998).
Quadro 5.12 Correlações entre
temperatura média das lagoas facultativas e a
temperatura do ar.
Correlação Tipo de esgoto a tratar
Condições
locais
T= 10,433+0,688*T
ar
Lagoa de San Juan, Peru Yanez (1988)
T= 2,688+0,945*T
ar
Lagoas de Aman,Jordânia Yanez (1988)
T= 10,966+0,611*T
ar
Lagoa Experimental de Campina
Grande(Brasil)
Yanez(1988)
FONTE: KELLNER (1998)
5.2.3.2.1 Modelo proposto por MC
GARRY & PESCOD
MC GARRY e PESCOD (1970) apud
KELLNER (1998), juntaram dados de 143
lagoas facultativas primárias que operavam em
condições distintas e em média com remoção
de 72,5% de matéria orgânica. A partir desses
dados, chegaram a equações que caracterizam
a máxima carga orgânica aplicável em lagoas
facultativas e a correlação entre cargas
orgânicas aplicadas e removidas, conforme
equações 5.6 e 5.7 respectivamente:
Onde:
λ
s
= 60,272 * (1,0993)
Tar
(5.6)
λ
r
= 10,35 + 0,725*
λ
s
(5.7)
válida para a seguinte condição 50<
λ
s
<
500
λ
s
= taxa de aplicação superficial
(kgDBO/ha*d)
T
ar
= temperatura do ar (
O
C)
λ
r
= carga orgânica removida
(kgDBO/ha*d)
MARA (1976) e SILVA e MARA (1979)
apud VON SPERLING (1996), ao analisarem os
resultados das 143 lagoas constataram que, 11
estações não apresentavam eficiência
adequada e outras operavam com taxa de
aplicação superficial superior a 600
kgDBO/ha*d
. Assim, MARA (1976), propôs uma
alternativa para as condições citadas acima:
restringiu a temperatura entre 15 e 30
O
C e
adaptou λ
s
segundo
a equação 5.8.
5.2.3.2.2 Modelo proposto por KAWAI,
YANO & SCHENEIDERMAN
KAWAI et al (1981), efetuaram o
levantamento de parâmetros de sete lagoas em
operação pertencentes aos municípios de
Guararapes, Nhandeara, Itapira,
Pindamonhangaba, Pradópolis, Valparaíso e
Mairiporã, e duas experimentais nos municípios
λ
s
= 20 * T
ar
-120 (5.8)
de Maringá e Tatuí, onde puderam estabelecer
critérios de projeto condizentes às condições
brasileiras, mais especificamente para o estado
de São Paulo.
Com exceção das lagoas de Valparaíso,
Guararapes e Nhandeara, formadas por lagoas
facultativas, as demais empregavam sistema
australiano.
As amostras foram analisadas em termos
de DBO
5
(não filtrada) e, os autores, ao
correlacionarem as cargas orgânicas aplicadas
às cargas orgânicas removidas, chegaram as
seguintes equações:
Para lagoas anaeróbias
Para lagoas facultativas primárias
λ
r
= -14,4555 + 0,6867*
λ
s
(5.8)
válida para as seguintes condições:
530 <
λ
s
<
2300
kgDBO/ha*d
18 <
T
<
25
O
C
4,3 <
θ
<10 dias
λ
r
= 22,43 + 0,8332*
λ
s
(5.9)
válida para as seguintes condições:
90 <
λ
s
<
210
kgDBO/ha*d
19,5 <
T
<
25
O
C
Para lagoas facultativas secundárias
Onde:
λ
s
= taxa de aplicação superficial
(kgDBO/ha*d)
T
ar
= temperatura do ar (
O
C)
λ
r
= carga orgânica removida
(kgDBO/ha*d)
θ = tempo de detenção hidráulico
(dias)
Para as lagoas facultativas primárias
localizadas nas regiões Norte e Sul do Brasil, os
pesquisadores sugerem taxas de aplicação
superficial máximas de 400 kgDBO/ha*d
e 250
kgDBO/ha*d respectivamente. Para as lagoas
facultativas secundárias, a máxima carga
orgânica aplicável deve situar-se em torno de
150 kgDBO/ha*d.
5.2.3.2.3 Modelo proposto por YANEZ
λ
r
= -5,4188 + 0,7702*
λ
s
(5.10)
válida para as seguintes condições:
50 <
λ
s
<
170
kgDBO/ha*d
19,5 <
T
<
25
O
C
Nos trabalhos realizados em sistemas de
lagoas de San Juan, Lima (Peru), formado por 8
lagoas (4 primárias e 4 secundárias), YANEZ
(1993), avaliou a correlação da taxa de
aplicação superficial e a concentração de
nitrogênio amoniacal presente tanto no afluente
quanto o efluente, conforme equação 5.11.
Na figura 5.5, onde são apresentadas as
frações de nitrogênio em função da taxa de
aplicação superficial, o autor menciona que, o
ponto onde as concentrações de amônia (NH
3
)
do afluente e efluente se igualam (λS = 357,4
kgDBO/ha*d), corresponde ao limite de carga
entre lagoas facultativas e anaeróbias. A partir
desse valor predominam processos
anaeróbicos.
Onde:
Csa = carga superficial de DBO aplicada
(kgDBO/ha*dia), calculada como DBO total do
afluente
Y = fração de amônia descartada da
lagoa
Y = CSa (5.11)
(57,88 + 0,84*CSa)
0,50
0,60
0,70
0,80
0,90
1,00
1,10
1,20
1,30
1,40
50
1
0
0
2
0
0
3
0
0
40
0
50
0
6
0
0
7
0
0
8
0
0
90
0
1
00
0
1
10
0
120
0
Carga aplicada (kgDBO/ha*dia)
Fração de NH
3
efluente
NH
3
afluente
Figura 5.5 Correlação entre fração de
nitrogênio amoniacal e taxa de aplicação
superficial.
FONTE: YANEZ (1993)
Ao adotar o valor do coeficiente de
Arrhenius proposto por GLOYNA (1971), β =
1,085 e, a fim de se estimar a máxima carga
orgânica a ser aplicada para manter condições
aeróbias na lagoa, YANEZ (1993), sugere a
seguinte equação (5.12).
Onde:
λ
s
= 357,4 * (1,085)
T-20
(5.12)
λ
s
= taxa de aplicação superficial
(kgDBO/ha*d)
T
ar
= temperatura média do líquido na
lagoa (
O
C)
Foi ainda observada pelo autor a relação
entre a carga orgânica aplicada e a cargas
orgânica removida, representadas pelas
equações 5.13 e 5.14 respectivamente.
Onde:
λ
s
= taxa de aplicação superficial
(kgDBO/ha*d)
λ
r
= carga orgânica removida
(kgDBO/ha*d)
5.2.3.2.4 Modelo proposto por CUBILLOS
Ao se estudar as lagoas do Instituto
Colombiano agropecuário (ICA) e do Centro
Internacional de Agricultura (CIAT), CUBILLOS
(1986) apud KELLNER (1998), ao comparar os
dados de DBO
5
e coliformes, propôs alterações
Lagoas facultativas primárias
λ
r
= 7,67 + 0,8063* λ
s
(5.13)
Lagoas facultativas secundárias
λ
r
= -0,80 + 0,765* λ
s
(5.14)
na equação (5.15) utilizada por HERMANN &
GLOYNA (1958).
Onde:
V = volume da lagoa (m3)
C = relação entre tempo de reação ótimo
de 7 dias proposto por GLOYNA (1971) e a
DBO
5
padrão 200 mg/l estabelecido na
pesquisa
Q
a
= vazão afluente
(m
3
/dia)
L
a
= DBO
5
solúvel do afluente (m
3
/dia)
β = coeficiente de Arrhenius (1,085)
T = temperatura média da lagoa no
mês mais frio do ano (
O
C)
ƒ = fator de toxicidade das algas (1,0)
Para dimensionamento das lagoas
facultativas primárias, considerando eficiência
entre 60% e 90%, CUBILLOS (1986) adotou a
seguinte equação (5.16).
Após simplificações a equação da taxa
de aplicação superficial pode ser escrita dessa
forma:
h = profundidade (m)
V = C * Q
a
*L
a
*β
(35-T)
* ƒ (5.15)
V = 2,8 * Q
a
*L
a
*β
(35-T)
(5.16)
λ
s
= 714,286 * h*(1,085)
T-20
(5.17)
A partir da equação 5.17 e verificando a
eficiência de redução da DBO
5
, foi proposta por
CUBILLOS (1986) as seguintes correlações:
Lagoas Facultativas Primárias
Lagoas Facultativas Secundárias
Lagoas Facultativas Terciárias
5.2.4 Resíduos gerados nos lagoas de
estabilização
O tratamento e a disposição final do lodo
constituem problemas de grande complexidade,
face ao grande volume gerado, às dificuldades
em se encontrar locais adequados e seguros,
λ
r
= 25,133 + 0,675*
λ
s
(5.18)
válida para o intervalo:
79 <
λ
s
< 594
kgDBO/ha*d
λ
r
= -3,8179 + 0,8167 *
λ
s
(5.19)
válida para o intervalo:
29,4 <
λ
s
< 249,2
kgDBO/ha*d
λ
r
= 3,6832 + 0,6284 *
λ
s
(5.19)
válida para o intervalo:
39,1 <
λ
s
< 82,1
kgDBO/ha*d
altos custos de transporte e as características
de operação e processo. As orientações quanto
à gestão que incluem: redução de produção,
aumento máximo de reutilização, reciclagem e a
promoção de tratamento ambientalmente
saudável, foram definidas pela Agenda 21, sob
o título “Manejo ambientalmente saudável dos
resíduos sólidos e questões relacionadas com
esgoto” (VON SPERLING 1999).
O termo lodo é utilizado para
caracterizar os sub-produtos sólidos
gerados no tratamento de esgotos (em
conjunto com sólidos grosseiros, areia e
escuma), resultantes das atividades
biológicas do sistema e, segundo JORDÂO
e PESSOA (1995), os lodos devem receber
atenção especial em seu tratamento.
AISSE et al (1999) comentam que,
dependendo da natureza e origem dos sólidos,
os lodos podem ser definidos como: lodos
primários, gerados a partir da sedimentação de
material particulado do afluente e, lodos
secundários, resultantes da absorção e
conversão da matéria orgânica, fazendo parte
integrante da biomassa microbiana.
No Brasil, pela falta de dados
consistentes referentes à produção e disposição
final do lodo, os mesmos são estimados a partir
das populações beneficiadas com a coleta e
tratamento. Considerando-se o atendimento de
esgoto sanitário de 87 milhões de habitantes
por sistema (BIO 2001) e, supondo que todos
esses sistemas incluíssem o tratamento, seriam
obtidos os seguintes valores de produção de
lodo, calculados em função de valores médios
de produção per capita de diversos processos
anaeróbios e aeróbios (VON SPERLING 1999):
¾ 90.000 a 350.000 toneladas por
dia de lodo líquido a ser tratado (produção per
capita volumétrica de cerca de 1 a 4 l/hab. dia);
¾ 9.000 a 13.000 toneladas por dia
de lodo desaguado a ser disposto (produção per
capita volumétrica de cerca de 0,1 a 0,15 l/hab.
dia).
Por apresentar características
indesejáveis, o principal objetivo do tratamento
de lodo visa: reduzir o material biodegradável
por meio de aplicação de digestão anaeróbia,
eliminar e/ou reduzir, especialmente em casos
de esgotos sanitários, uma grande variedade de
vírus, bactérias e parasitas (protozoários, ovos
de nematóides e helmintos), reduzir teor de
água, processo de separação de fases, pois a
concentração de sólidos nos lodos é
relativamente baixa e o seu volume é
considerável. O quadro 5.13 apresenta valores
de concentração de sólidos, além de outros
constituintes de lodo biológico aeróbio e lodo
primário digerido de sistemas de tratamento de
esgotos (AISSE et al 1999).
Quadro 5.13 Composição química e
algumas propriedades típicas de lodo de
esgoto.
Item Unidade Lodo secundário Lodo primário digerido
faixa típico faixa Típico
Sólidos totai % 2,0-8,0 5,0 6,0-12,0 10,0
Sólidos
voláteis
% de ST 60-80 65 30-60 40
Nitrogênio % de ST 1,5-4,0 2,5 1,6-6,0 3,0
Fósforo % de ST 0,8-2,8 1,6 1,5-4,0 2,5
Potássio % de ST 0-1 0,4 0-3,0 1,0
pH 5,0-8,0 6,0 6,5-7,5 7,0
Alcalinidade
mg CaCO
3
/L
500-1500 600 2500-3500 3000
FONTE: AISSE et al (1999)
5.2.4.1 Dados e resultados operacionais
de lagoas anaeróbias e facultativas
KAWAI (1981), realizou estudos em
lagoas anaeróbias com vários tempos de
detenção e chegou à conclusão, conforme
tabela 5.7, que as lagoas tendem a funcionar
como facultativa com tempos superiores a seis
dias.
Quanto à eficiência e qualidade do
efluente, vários estudos realizados em diversas
estações de tratamento utilizando associações
de lagoas anaeróbias-facultativas secundárias
ou facultativas primárias-secundárias
apresentaram os seguintes resultados,
apresentados nas tabelas 5.1 a 5.5 (CETESB
1989).
Tabela 5.1 Levantamento de dados
operacionais em várias lagoas anaeróbias dos
Estados de São Paulo e Paraná.
Localidade Temperatura
da lagoa
(
O
C)
Tempo
de
detenção
Taxas
volumétricas
kgDBO/d.m
3
Eficiência
de remoção
DBO (%)
Itapira 23,3 9,4 0,025 68
Pindamonhangaba 24,2 3,6 0,039 42
Pradópolis 25,2 7,5 0,035 72
Itapira 18 10,5 0,03 57
Maringá 21,6 10,5 0,033 71
Maringá 19,5 8,3 0,044 75
Maringá 24,9 7,2 0,058 74
Maringá 25,1 4,8 0,081 67
Tatuí 25,2 1,2 0,192 31
FONTE: KAWAI (1981).
Tabela 5.2 Lagoas de estabilização de
Mairiporã (SP) coleta janeiro de 1976 a março
de 1977.
Parâmetros
Unidad
e
1º semestre 1976
3º semestre
1976
A.A E.A E.F A.A E.A E.F
Temp. Esgoto
(
O
C)
24,5 25 27 19,5 19,5 19,0
pH 6,5 6,8 8,4 6,8 6,8 8,0
DBO mg/L 320 50 45 300 145 45
DQO mg/L 525 - 142 460 - 143
Sólidos totais mg/L 695 304 331 531 290 276
Sólidos voláteis mg/L 397 165 209 326 166 163
S. Sedimentáveis mg/L 5,0 0,1 0,1 4,3 0,1 0,1
O.D mg/L - 16,8 14,3
A.A = afluente anaeróbio E.A = efluente
anaeróbio
E.F =efluente facultativo
FONTE: CETESB (1989)
Tabela 5.3 Determinação de série
nitrogenada e fosfato solúvel nas lagoas de
Mairiporã (SP) – maio 1977.
Afluente anaer. Efluente anaer. Efluente final
Parâmetros
Máx. Méd. Mín. Máx. Méd. Mín. Máx. Méd. Mín.
Fosfato solúvel
(mg/l P)
8,0 6,6 5,8 6,4 4,9 4,3 2,2 2,0 1,7
Nitrog.
Amoniacal (mg/l
48,6 43,2 35,0 36,8 35,9 35,2 25,0 23,3 21,6
N)
Nitrog. Nitrato
(mg/l N)
0,11 0,06 0,02 0,08 0,005 0,03 0,09 0,07 0,06
Nitrog. Nitrito
(mg/l N)
0,005 0,003 0,001 0,03 0,001 - 0,038
0,00
4
FONTE: CETESB (1989)
Tabela 5.4 Resultados operacionais
lagoas de Mairiporã (SP).
Lagoa Anaeróbia
Período
Vazão
média
Afluente
(l/s)
TDH
(dias
)
Carga
orgânica
(kgDBO/h
ad)
DBO
Afluen
te
(mg/l)
DBO
Efluen
te
(mg/l
)
Reduçã
o
(%)
1º trimestre
1976
8,5 10,4 919 320 50 84,37
2º trimestre
1976
13,0 6,8 1580 360 115 68,05
3º trimestre
1976
13,0 6,8 1318 300 145 52,66
4º trimestre
1976
13,8 7,4 1013 250 60 76,00
1º trimestre
1977
18,0 4,9 1557 260 55 78,84
Lagoa facultativa
Período
Vazão
média
Afluente
(l/s)
TDH
(dias
)
Carga
orgânica
(kgDBO/h
ad)
DBO
Afluen
te
(mg/l)
DBO
Efluen
te
(mg/l
Reduçã
o
(%)
)
1º trimestre
1976
8,0 15,8 31,5 50,0 45 10,0
2º trimestre
1976
13,0 10,3 110,80 115,0 65 43,47
3º trimestre
1976
13,0 10,3 138,12 145,0 45 68,96
4º trimestre
1976
12,0 11,2 53,36 60,0 40 33,34
1º trimestre
1977
18,0 7,5 73,37 55 40 27,27
FONTE: CETESB (1989)
Tabela 5.5 Lagoas de estabilização de
Guará (Brasília).
Máximo Médio Mínimo
Parâmetros
A.A E.A E.F A.A E.A E.F A.A E.A E.F
Temp. ar (
O
C) 26 26 27 23,3 23,3 23,3
18,
5
18,5
18,
5
Temp. esgoto
(
O
C)
24,5 28 26 23,4 23,9 23,9 22 21 21
DBO (mg/l) 680 450 200 465 174 103 360 40 50
DQO (mg/l) 1538 923 513 1132 613 311 726 302 109
Nitrog. Amon
(mg/l)
49,6 21,0 11,8 40,5 14,6 8,7
17,
5
7,0 6,3
ST (mg/l) 884 300 430 557 258 232 337 215 116
STF (mg/l) 400 131 134 194 84 71 109 24 6
STV (mg/l) 662 246 220 226 165 170 195 108 44
SS (mg/l) 380 164 224 253 86 78 90 40 32
SD (mg/l) 573 245 249 295 164 166 173 56 83
S.Sedim.(mg/l) 12 6,20 1,5
O.D. (mg/l) 15,7 7,6 1,1
FONTE: CETESB (1989)
5.2.4.2 Produção de lodo em lagoas
anaeróbias e facultativas
Apesar do inevitável acúmulo de lodo em
lagoas de estabilização, o gerenciamento é
raramente considerado parte integrante do
processo. Uma das razões para o descaso é a
falta de informações sobre taxas de
acumulação, distribuição do lodo dentro das
lagoas e características próprias (NELSON et al
2004).
Segundo GONÇALVES (1999), a forma
como os resíduos sólidos se distribuem ao
longo da lagoa são obtidos a partir de estudos
de taxas de acumulações de lodo, auxiliando
assim, na determinação da freqüência de
remoção e condições viáveis de disposição
desse material.
NELSON (2004) ressalta que, a maior
quantidade de lodo produzida é observada em
lagoas primárias e, em função das alterações
das características hidráulicas da lagoa, como
por exemplo, redução do volume útil e tempo de
detenção hidráulico, o acúmulo desses resíduos
sólidos acaba interferindo na eficiência do
sistema.
O cálculo do volume per capita de lodo
produzido por dia é feito tendo como base a
carga per capita diária e concentração de
sólidos secos, conforme tabela 5.6 (VON
SPERLING 2001).
Tabela 5.6 Características e quantidade
do lodo produzido em vários sistemas de
tratamentos de esgoto.
Sistema
Características do lodo produzido e descartado da
fase líquida
kgSS/kgDQO
aplicada
Teor
sólidos
secos(%)
Massa de
lodo
(gSS/hab.d)
Volume de
lodo
(L/hab.d)
Tratamento primário
(convencional)
0,35-0,45 2-6 35-45 0,6-2,2
Lagoa facultativa 0,12-0,32 5-15 12-32 0,1-0,25
Lagoa aerada
facultativa
0,08-0,13 6-10 8-13 0,08-0,22
Lagoa anaeróbia-
facultativa
Lagoa anaeróbia 0,20-0,45 15-20 20-45 0,1-0,3
Lagoa facultativa 0,06-0,10 7-12 6-10 0,05-0,15
Total 0,26-0,55 26-55 0,15-0,45
Lodos ativados
convencional
Lodo primário 0,35-0,45 2-6 35-45 0,6-2,2
Lodo secundário 0,20-0,30 1-2,5 25-35 2,5-6,0
Total 0,55-0,75 1,5-4,0 60-80 3,1-8,2
Reator UASB 0,12-0,18 3-6 12-18 0,2-0,6
FONTE: adaptado SPERLING (2001)
Conforme ITO (2002), a taxa de
produção de lodo propostas por literaturas nem
sempre condizem com a realidade. A
divergência entre resultados teóricos e práticos
se deve, às vezes, pela variação da vazão
afluente a lagoa ao longo de seu período de
operação (Tabela 5.13).
Tabela 5.7 Taxa de produção de lodo.
Taxa de acúmulo de lodo
Autor
l/hab.dia m
3
/
hab.ano cm/ano
Tipo de lagoa
Gloyna (1973) 0,34 Anaeróbia
Gloyna apud Arceivala
(1981)
0,03-0,05
Mara (1979) 0,03-0,04
Anaeróbia/
Primária
Hess (1975) 0,26 Anaeróbia
Siva e Mara (1979) 0,11 Anaeróbia
Arceivala (1983) 0,08-0,22 Anaeróbia
Da Rin (1988) 0,1 Facultativa
Mendonça (1990) 0,08-0,11 Anaeróbia
7,3-15,3
Anaeróbia
(20 anos)
Senra (1983)
1,22-2,77
Facultativa
secund.
Tsutya e Cassetari
(1995)
3,9
Anaeróbia
(12 anos)
Tsutya e Cassetari
(1995)
2,2
Facultativa
(12 anos)
Silva (1983) 5,7
Anaeróbia
(3 anos)
Silva (1983) 2,18
Anaeróbia
(8 anos)
Saqqar e Pescod (1995) 46 Anaeróbia
Nascimento (1999)
0,023-
0,026
5,35-7,6
Anaeróbia
(15 anos)
7,66 Anaeróbia
Muller (1999)
Lagoa de Eldorado
0,23 Facultativa
FONTE: ITO (2002)
Medições da espessura de lodo
realizadas por SILVA (1983) em lagoas
anaeróbias e secundárias localizadas no
município de Tatuí (SP), quando comparadas
duas lagoas anaeróbias operando com três e
oito anos, demonstraram uma variação de 5,7
cm/ano e 2,18cm/ano respectivamente.
Segundo o autor, a espessura de 5,7 cm foi
constatada na lagoa que recebia contribuições
indevidas de águas pluviais na rede coletora.
Nas lagoas facultativas secundárias,
subseqüentes as anaeróbias com mesmo
período de operação, a lagoa com maior tempo
de operação apresentou espessura média
9,78cm de camada de lodo (1,22 cm/ano), já na
lagoa com três anos de operação a espessura
média de lodo alcançou a marca de 8,33 cm
(2,77cm/ano).
Nas tabelas 5.8 e 5.9 podem ser
observadas as características principais do lodo
presentes nas lagoas anaeróbias e facultativas
secundárias.
Tabela 5.8 Características dos lodos
acumulados nas lagoas anaeróbias do
município de Tatuí.
Pontos de amostragem
Determinações 1 3 5 6 8 11
Altura da camada de
lodo (cm)
15 18 18 16 18 18
pH 6,8 7,8 6,7 6,8 6,5 6,9
Ácidos voláteis (mg/l) 20 20 40 30 30 40
Acalinidade total (mg/l) 320 400 300 140 200 150
Sólidos totais (mg/l) 23020 28400 16500 23390 24500 16400
Sólidos totais fixos
(mg/l)
12020 10200 6300 4400 6090 6820
Sólidos totais voláteis
(mg/l)
3500 5200 4700 3990 4410 5580
Temperatura do lodo
(
O
C)
24 24 24 24 24 24
Altura da lâmina deágua
(m)
1,60 1,60 1,60 1,60 1,60 1,60
FONTE: SILVA (1983)
Tabela 5.9 Características dos lodos
acumulados nas lagoas facultativas secundárias
do município de Tatuí
Pontos de amostragem
Determinações 18 20 22 23 25 27
Altura da camada de
lodo (cm)
8 10 16 6 9 8
pH 6,5 6,7 6,4 6,3 6,6 6,3
Ácidos voláteis mg/l) 50 40 20 10 30 50
Acalinidade total (mg/l) 150 250 110 260 380 140
Sólidos totais (mg/l) 3670 3450 3770 3220 3389 5560
Sólidos totais fixos
(mg/l)
1600 1340 1620 1240 1370 2540
Sólidos totais voláteis
(mg/l)
2070 2110 2150 1980 2010 3020
Temperatura do lodo
(
O
C)
24 24 24 24 24 24
Altura da lâmina deágua
(m)
1,20 1,20 1,20 1,20 1,20 1,20
FONTE: SILVA (1983)
Estudos desenvolvidos por NELSON
(2004) no México, em 4 sistemas de lagoas de
estabilização, demonstraram a taxa de
acumulação do lodo determinada por base per
capita e média anual do aumento da espessura
do lodo (tabela 5.10).
Nas lagoas de estabilização existentes
no México, a média da taxa de acumulação per
capita se situa entre 0,021 e 0,036 m3/hab.d.
Essas taxas são similares a valores observados
na Colômbia e no Brasil, entretanto, esses
valores são bem inferiores ao encontrados em
países, como por exemplo, França,
provavelmente em função das baixas
temperaturas registradas naquele país. Outros
fatores também influenciam a taxa de
acumulação de lodo per capita: despejos
industriais, águas pluviais e infiltração. Embora
os dados de campo sejam insuficientes, o valor
de 0,04 m
3
/hab.dia é o mais recomendado para
projetos de lagoas anaeróbias localizadas em
locais com temperatura média de 20
O
C
(NELSON 2004).
Tabela 5.10 Concentração de sólidos no
lodo e taxas de acumulação em diversas lagoas
de estabilização.
Localidade Tipo de lagoa
Tempo
de
operação
(anos)
Sólidos
totais
(g/L)
Relação
SV/SF
(%)
Taxas de
acumulação
m
3
/ano mm/ano
Mexicaltzingo Anaeróbica 5 171 63 0,022 119
San Jose Facultativa 6 NA NA 0,036 21
Texcoco Facultativa 10 112 57 NA 21
Xalostoc Facultativa 15 166 67 0,021 19
FONTE: NELSON (2004)
5.2.4.2.1 Estimativa da formação de lodo
em lagoas anaeróbias e facultativas
A quantidade de lodo, freqüência de
remoção, como desidratá-lo, transportá-lo e
dispô-lo são questões primordiais na fase de
tratamento e integra de maneira significativa o
custo operacional da ETE (GONÇALVES 1999).
5.2.4.2.1.1 Estimativa através de taxas
empíricas
Conforme GONÇALVES (1999), as taxas
empíricas de acumulação de lodo podem ser
expressas em termos de:
¾ Volume de lodo acumulado por
unidade de tempo per capita (m3/hab.ano ou
l/hab.d)
¾ Altura acumulada de lodo por
unidade de tempo (cm/ano)
A taxa volumétrica “per capita” de
acumulação de lodo é definida pela equação:
Onde:
t
v
= taxa volumétrica “per capita” de
acumulação de lodo (l/hab.d)
V= volume de lodo acumulado no
período considerado (m
3
)
P = n
o
de habitantes com ligação à rede
coletora que contribui para ETE (hab)
T = tempo de operação da lagoa,
decorrido desde a última batimetria (dias).
t
V
= (1000*V) / (P * T) (5.20)
A taxa de acumulação linear de
acumulação de lodos com relação à altura da
camada de lodos é definida pela expressão
Onde:
t
L
= taxa linear de acumulação de lodos
(cm/ano)
h = altura média da camada de lodos
(cm)
T = tempo de operação da lagoa,
decorrido desde a última batimetria.
As taxas volumétricas de lodo são
empregadas para se estimar a altura de
camada de lodo formada. Conforme JORDÃO e
PESSOA (1995), essas taxas variam entre 0,08
e 0,4 l/hab.d em lagoas primárias (anaeróbias
ou facultativas). Em locais de clima quente são
utilizadas as taxas inferiores, ao contrário de
regiões de clima frio onde são aplicadas taxas
superiores. Mesmo utilizando o limite superior,
os resultados apresentados de produção de
lodo “per capita” em lagoas de estabilização são
inferiores quando comparados com outros
processos de tratamento (tabela 5.11).
Tabela 5.11 Estimativa de produção de
lodo em diferentes processos de tratamento de
esgotos sanitários.
(t
L
= h / T) (5.21)
Tipo de lodo Densidade
Sólidos secos
(kg/m
3
)
Lodo úmido
Faixa Típico l/hab.d
m
3
/1000
m
3
Lodo primário 1,020 108-168 150 0,5-1,0 3
Filtro
biológico perc.
1,025 60-95 70 0,6-0,7 4,
Lodos
ativados conv.
1,005 70-95 85 1,5-4,5 10,5
Lodos
ativados aera.
Prolong.
1,015 85-120 95 1,0-3,0 7
FONTE: JORDÃO e PESSOA (1995)
5.2.4.2.1.2 Estimativa através do modelo
de SAQQAR & PESCOD
Na determinação da produção de lodo
em lagoas primárias, a maioria dos modelos
racionais considera que o volume de lodo
acumulado é controlado pela fração não
biodegradável dos sólidos sedimentáveis que
entram no sistema e os que são produzidos
pelas atividades biológicas dos
microorganismos (GONÇALVES 1999).
No modelo desenvolvido por SAQQAR e
PESCOD (1995) apud GONÇALVES (1999), o
objetivo principal é estimar o acúmulo de lodo
em lagoas anaeróbias (figura 5.6). A taxa de
acumulação (F
L
) de lodos é definida pelo
balanço de massa que considera a carga de
sólidos suspensos na entrada, a carga de
sólidos na saída e a produção de sólidos por
ação biológica na lagoa.
Onde:
FL = taxa de acumulação de lodo na
lagoa
F
XSS,0
= carga de sólidos suspensos na
entrada da lagoa (kg/d)
F
XSS,1
= carga de sólidos suspensos na
saída da lagoa (kg/d)
DF
X
= taxa de produção de sólidos por
ação biológica (kg/d)
A produção de sólidos na camada de
lodo decorrente do metabolismo bacteriano é
definida por:
Onde:
Y = coeficiente de rendimento (kg
SS/ kg DBO
5
)
F
CDBO,O
= carga de DBO
5
na entrada da
lagoa (kg/dia)
F
CDBO,1
= carga de DBO5 na saída da
lagoa (kg/d)
FL = (F
XSS,0
– F
XSS,1
) + DF
X
(5.22)
DF
X
= YDF
DBO
= Y(F
CDBO,O
– F
CDBO,1
) (5.23)
Levando em consideração que os sólidos
suspensos (X
SS
) podem ser divididos em
sólidos suspensos voláteis (X
VSS
) e sólidos
suspensos fixos (X
FSS
), a equação da taxa de
acumulação de lodo na lagoa pode ser descrita
da seguinte forma:
Figura 5.6 Esquema do modelo previsto
por SAQQAR e PESCOD
FONTE: (GONÇALVES, 1999)
O volume de lodo acumulado diariamente
na lagoa pode ser estimado através da equação
abaixo:
Onde:
Q
AS
=
volume de lodo acumulado
diariamente na lagoa (m
3
/dia)
FL = (F
XVSS,0
– F
XVSS,1
) + (F
XFSS,0
– F
XFSS,1
)+ Y(F
CDBO,O
– F
CDBO,1
) (5.24)
Lodo
entrada saída
XVSS XFSS
∆
X
Q
AS
= (j1*f1)*(F
XVSS,0
) + (j2*f2)*(F
XFSS,0
)+ (j3*f3)* (F
CDBO,0
) (5.25)
[ SG
S
* ρ
ω
* (1- ω
S
) ]
SG
S
=
massa específica do lodo
ρ
ω
= densidade da água 1000 kg/m
3
ω
S
= teor de umidade do lodo (%)
f1 = fração de F
XVSS,0
removida da
lagoa
f2 = fração de F
XFSS,0
removida da
lagoa
f3 = fração de F
CDBO,0
removida da
lagoa
j1 = fração de F
XVSS
não destruída por
digestão anaeróbia na lagoa
j2 = fração de F
XFSS
não destruída por
digestão anaeróbia na lagoa
j3 = fração de sólidos biológicos
produzidos e não destruída por digestão
anaeróbia.
Considerando constante o denominador
da equação 5.25, o volume de lodo pode ser
calculado conforme:
g1 = (j1 * f1) / [ (SGS * ρ
ω
* (1- ω
S
)]
(5. 27)
g2 = (j2 * f2) / [ (SGS * ρ
ω
* (1- ω
S
)]
(5. 28)
g3 = (j3 * f3) / [ (SGS * ρ
ω
* (1- ω
S
)]
(5. 29)
Q
AS
= g1 * (F
XVSS,0
) + g2*(F
XFSS,0
)+ g3 * (F
CDBO,0
) (5.26)
1000
Conforme GONÇALVES (1999), pelo fato
da lagoa operar de forma semelhante a um
digestor anaeróbio de lodo, na falta de dados
experimentais, poderão ser utilizados os
seguintes valores teóricos.
f1 = 0,74 (eficiência de remoção de
sólidos na lagoa estudada)
f2 = 0,74 (eficiência de remoção de
sólidos na lagoa estudada)
f3 = 0,53 (valor médio determinado por
SAQQAR e PESCOD)
j1 = 0,3 (destruição de X
VSS,0
em um
digestor com TDH>100dias)
j2 = 0,8 (destruição de X
FSS,0
em um
digestor com TDH>100dias)
j3 = 0,50 (composição das células
bacterianas: SSV = 60% e SSF= 40%)
Y = 0,50(coeficiente de rendimento
para digestão anaeróbia)
ω
S
= 0,88 (lodo da lagoa estudada
pelos autores)
SG
S
= 1,03 (determinado pelos autores)
Substituindo os dados apresentados
acima nas equações (5.27), (5.28) e (5.29), o
volume de lodo acumulado por ser estimado
por:
V
AS
= 1,07* (1,7 * F
XVSS,0
) + 4,5*(F
XFSS,0
)+ 1,0 * (F
CDBO,0
) (5.26)
1000
SAQQAR e PESCOD (1995) alegam
que, a degradação dos sólidos na camada de
lodos de uma lagoa ocorre durante períodos
muito longos (>5 anos), permitindo a
decomposição do material orgânico muito
lentamente biodegradável. Sendo assim, o
volume obtido na equação 5.26, sofrerá
redução através de uma fórmula mais genérica.
Onde:
K
AS
= coeficiente de acumulação de lodo.
Conhecendo-se as características
médias do esgoto a ser tratado (F
XVSS,0,
F
XFSS,0,
F
CDBO,0
), o cálculo do valor V
AS
torna-se mais
simples. Valores altos de K
AS
indicam que o
lodo acumulado encontra-se pouco digerido,
enquanto que para valores pequenos, o lodo
está bem digerido. Para lagoas em operação a
menos de 1 ano, os valores adotados para K
AS
podem ser superiores a 1,0 (GONÇALVES
1999).
6. METODOLOGIA
6.1 Generalidades
Devido aos possíveis riscos à saúde
pública e à vida aquática, a disposição dos
V
AS
= K
AS
* (1,7 * F
XVSS,0
) + 4,5*(F
XFSS,0
)+ 1,0 * (F
CDBO,0
) (5.27)
1000
lodos de ETA´s em cursos de água sem
nenhum tratamento tem sido bastante
questionada. Com o advento das Leis de
Crimes Ambientais, o lançamento do lodo nos
leitos dos rios poderá trazer uma série de
inconvenientes aos responsáveis pela ETA
(Tsutya 2001).
A investigação experimental deste
trabalho teve como objetivo principal, avaliar a
influência do lançamento do lodo da ETA na
ETE do município de São Lourenço da Serra,
sendo dividida em duas fases.
Na primeira fase foram avaliados os
parâmetros físico-químicos e bacteriológicos da
ETE. Também foram realizadas campanhas
batimétricas e calculada a produção de lodo
gerado na lagoa anaeróbia sem a interferência
dos resíduos da ETA. Posteriormente, na
segunda fase, foram efetuados o balanço de
massa da ETA e sua produção de lodo, assim
como, foram também avaliados os mesmos
parâmetros da primeira fase do projeto
considerando os efeitos da disposição do lodo
na ETE.
6.2. Caracterização da área de estudo
A partir da Política Estadual de Recursos
Hídricos e do Sistema Integrado de
Gerenciamento de Recursos Hídricos, instituída
pela Lei Estadual n
o
7.663, o Estado de São
Paulo foi dividido em 22 Unidades de
Gerenciamento de Recursos Hídricos
(UGRHI´s) (CETESB 2004).
A.UGRHI 11- Ribeira do Iguape é
constituída por 23 municípios, como mostra a
figura 6.1, os principais rios que constituem a
bacia são: Juquiá, Ribeira e Ribeira do Iguape e
sua área de drenagem é de 16.607 km
2
(CETESB 2004).
Figura 6.1 Mapa da UGRHI 11- Ribeira do
Iguape e Litoral sul.
FONTE: CETESB (2004)
São Lourenço da Serra (figura 6.2),
localizado na bacia do Ribeira do Iguape, sul do
Estado de São Paulo (Latitude: S 23° 51' 12.5'' -
Longitude: W 046° 56' 36.2''), é um dos
municípios integrantes da URGHI 11 e, segundo
dados do censo 2003, a cidade conta com uma
população total de 12.185 habitantes distribuídos
da seguinte maneira: aproximadamente 10.767
habitantes (88,36%) concentram-se na área
urbana e, 1.418 habitantes (11,64%)
concentram-se na área rural. As principais
atividades econômicas do local são: agricultura,
pesca, indústria alimentícia e mineração.
Conforme cadastros da SABESP (2005), o
município conta com 2.001 ligações de água e
882 ligações de esgoto, ou seja, apenas 44% da
água distribuída após o seu uso é coletada e
encaminhada para o tratamento antes do
lançamento no corpo receptor.
Figura 6.2 Mapa do município de São
Lourenço da Serra.
FONTE: GeoBusca (2005)
Uma vez que o município não dispõe de
áreas que favoreçam a disposição dos efluentes
líquidos no solo por meio de infiltração sub-
superficial ou irrigação por aspersão, o efluente
então é lançado no Rio São Lourenço. Por se
tratar de um rio Classe 1, conforme o artigo 10,
da Lei n
o
997, de 31/05/1976, a legislação não
permite o lançamento de efluentes em seu corpo
receptor.
Em contrapartida, o Decreto n
o
43.594, de
27/10/98, inclui no artigo 10 acima mencionado,
dispositivo que permite o lançamento desses
efluentes, desde que devidamente tratados e
observados:
1. os padrões de qualidade estabelecidos
para Classe 2;
2. os padrões de emissão;
3. o não comprometimento da qualidade
das águas a jusante do lançamento para os usos
previstos;
4. a implantação de sistema de desinfecção
do efluente final, quando o sistema de
tratamento estiver localizado em Área de
Proteção e Recuperação de Mananciais.
6.3 Descrição da estação de tratamento
de água.
A água bruta que abastece a ETA de São
Lourenço da Serra é proveniente do Rio São
Lourenço, localizado a poucos metros da
estação. O sistema de tratamento de água utiliza
como coagulante o sulfato de alumínio [Al
2
(SO
4
)
3
).14H
2
O] e é constituído por: floculador (36
células), 02 decantadores (com módulos
tubulares) e 04 filtros, conforme figuras 6.3 a 6.8.
Figura 6.3 Esquema da ETA São Lourenço
da Serra.
FONTE: SABESP (2004)
Figura 6.4 Entrada de água bruta.
Figura 6.5 Tanque de coagulação e
floculação.
Figura 6.6 Tanque de decantação.
Figura 6.7 Filtros descendentes.
Figura 6.8 Tanque de equalização.
Em 2004, segundo boletins de operação da
ETA (Anexo A SABESP), a vazão média mensal
de água tratada foi de 34.207 m
3
/mês (1.123,05
m
3
/d), sendo 1.390 m
3
/mês utilizados no
processo de lavagem dos filtros e, 400 m
3
/mês
empregados para lavagem dos decantadores,
representando respectivamente 4,06% e 1,17%
do volume total aduzido, conforme (figura 6.9).
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
j
a
neiro
fevereiro
a
b
ril
mai
o
j
u
n
h
o
julh
o
agosto
setembro
outub
r
o
no
v
em
b
ro
de
zembro
volume aduzido X 10 (m3)
volume de água gasto na lavagem dos filtros (m3)
volume de água gasto na lavagem dos decantadores (m3)
volume produzido x 10 (m3)
Figura 6.9 Volume de água tratada na
ETA, utilizado nas lavagens dos filtros e limpeza
dos decantadores.
As limpezas dos filtros são realizadas em
dias alternados utilizando um volume de água
total de 34,5 m
3
por filtro. Os decantadores são
limpos simultaneamente a cada quinze dias,
através de registros localizados no fundo e,
superficialmente com auxílio de mangueira de
pressão. Neste procedimento são consumidos
aproximadamente 200 m
3
de água (figura 6.10).
Figura 6.10 Limpeza dos filtros.
Todo resíduo gerado, assim como, as
águas utilizadas no processo de lavagem dos
filtros e decantadores são encaminhadas para
um tanque de equalização (figura 6.8) de
aproximadamente 13.000 litros, sendo então
transferidos posteriormente para a rede coletora
de esgoto e encaminhados a ETE (figuras 6.11).
Figura 6.11 Concepção do sistema de
tratamento da fase sólida gerada na ETA.
6.4 Descrição da estação de tratamento
de esgoto.
Coagulação Floculação Sedimentação Filtração
Sistema público de coleta
de esgoto
Tanque de equalização
Reservatório
A estação de tratamento de esgoto de São
Lourenço da Serra foi projetada para tratar os
esgotos sanitários da sede do município de São
Lourenço da Serra e do Distrito de Despézio.
O sistema foi inaugurado em 22 de
fevereiro de 2001 e entrou em operação em
outubro do mesmo ano, localiza-se a jusante da
cidade em uma área de cerca de 18,5 ha, entre a
estrada dos Carolinos e o rio São Lourenço. Os
esgotos sanitários são encaminhados a ETE
através de bombeamento das estações
elevatórias de esgotos das redes coletoras de
São Lourenço e do distrito de Despézio.
As principais características do sistema de
esgotos sanitários de São Lourenço da Serra e
Despézio são apresentadas a seguir conforme
quadros 6.1 e 6.2.
Quadro 6.1 Características do sistema de
esgoto sanitário.
Descrição Unidades
São
Lourenço
Despézio
Número de domicílios unidades 1.491 174
Taxa de crescimento
populacional
% a.a 1,8 1,83
Índice de habitantes por
domicílio
hab/domic. 3,8 3,8
Extensão de redes
coletoras
m 12.874 1.860
Estação elevatória de
esgoto e linhas de
recalque
unidades 1 3
FONTE: SABESP (1998)
Quadro 6.2 Características das estações
elevatórias de esgoto sanitário.
Local EEE
Vazão
EEE
(l/s)
Altura
manométrica
(m.c.a)
Linha de
recalque
(φ mm)
Extensão
(m)
São
Lourenço
A1 19 5,83
150 130
1 1,4 32,1 75 530
2 1,0 32,0 75 294
Despézio
3 3,6 71,0 100 3.544
FONTE: SABESP (1998)
No dimensionamento da estação foram
utilizados os seguintes parâmetros e critérios de
projeto, assim como, estimativa de populações,
vazões e carga orgânica, apresentados no
quadro 6.3.
Quadro 6.3 Parâmetros de projeto
utilizados no dimensionamento.
1997 2007 2017
Taxa de consumo de água “per
capita”
150l/hab.d
Coeficiente de retorno 0,80
Coeficiente de vazão máxima
diária (K1)
1,2
Coeficiente de vazão máxima
horária (K2)
1,5
Taxa de contribuição de
infiltração para rede coletora
0,15l/hab.d
Taxa de contribuição de
infiltração para coletor tronco
0,50l/hab.d
Carga orgânica “per capita” 54g/hab.d
População - habitantes 4353 5219 6269
Vazão média total (l/s) 7,98 9,18 11,09
Carga orgânica – kg.DBO/dia 235 282 339
FONTE: SABESP (1998)
6.4.1 Processo de tratamento
O processo de tratamento resume-se em
tratamento preliminar (grades médias , 2 caixas
de areia com 4,50m x 0,35 m cada uma e calha
Parshall W= 3”) seguido por tratamento através
de lagoa anaeróbia seguida de lagoa facultativa,
comumente denominado Sistema Australiano.
No final do processo, antes do lançamento no
corpo receptor, o efluente é conduzido a um
tanque de cloração para desinfecção e, os
resíduos gerados nas caixas de desarenação
são condicionados em valas impermeabilizadas.
A figura 6.12 apresenta um esquema em planta
da estação de tratamento, enquanto que, as
características físicas das lagoas e a eficiência
da estação são apresentadas nos quadros 6.4 e
6.5.
Figura 6.12 – Esquema Ilustrativo da
Estação de Tratamento de Esgoto.
No processo adotado, durante a fase de
dimensionamento, foram estimadas as seguintes
remoções de cargas:
¾ Eficiência na remoção de DBO (70-
90%)
¾ Eficiência na remoção de nitrogênio
(N) (30-50%)
¾ Eficiência na remoção de fósforo (P)
(20-60%)
Tratamento preliminar Lagoa anaeróbia
Lagoa facultativa Tanque de cloro
Corpo receptor
¾ Eficiência na remoção de coliformes
(20-60%)
Quadro 6.4 Dados de projeto das
características físicas das lagoas anaeróbia e
facultativa.
Lagoas
Características
Anaeróbia Facultativa
Número de lagoas (unidades) 1 1
Eficiência de redução (%) 50 80
Vazão média (l/s – m
3
/d) 12 - 1037 12 - 1037
DBO afluente (kgDBO/dia) 339 169,5
Concentração afluente (mg/L) 327 160
Tempo de detenção (dias) 5 18,5
Largura (fundo – útil – superfície)
(m)
22,5 - 36,5 -
38,5
56 – 64 - 66
Comprimento (fundo – útil –
superfície) (m)
42 – 56 - 58 152 -160 - 162
Profundidade (útil – total) 3,50 – 4,00 2,0 – 2,50
Borda livre (m) 0,50 0,50
Volume útil (m
3
) 5.200 18.725
FONTE: SABESP (1998)
Quadro 6.5 Dados de projeto da eficiência
total da ETE.
Características
Parâmetros
Tempo de detenção (dias)
Lagoa anaeróbia 5
Lagoa facultativa
18,5
Tempo de detenção total (dias) 23,5
DBO afluente (kgDBO/dia) 339
Concentração afluente (mg/L) 327
DBO efluente (kgDBO/dia) 33,9
Concentração efluente (mg/L) 32,7
DBO removida (kgDBO/dia) 305,1
Eficiência na remoção do sistema(%) 90
Vazão máxima (l/s) 19
FONTE: SABESP (1998)
6.5 Pontos de amostragem e coleta das
amostras
Para a avaliação do sistema e
caracterização das águas residuárias, as
coletas das amostras do esgoto bruto e dos
efluentes das lagoas anaeróbia e facultativa
foram feitas quinzenalmente na fase 1 e
semanalmente na fase 2, todas na parte da
manhã.
Para a coleta foram utilizados: balde,
corda e frascos de 1000 ml, conforme figura
abaixo. Para posterior análise, depois de
identificados, os frascos foram armazenados e
transportados em caixas de isopor até os
laboratórios da FSP/USP sob refrigeração de 4
o
C.
Nos pontos de amostragens também
foram medidos os parâmetros: temperatura e
pH do líquido da lagoa e, foi verificada também
a temperatura do ar.
Figura 6.13 Coleta de esgoto utilizando
balde e corda
No ponto 1, com o objetivo de garantir
uma boa homogeneização da amostra, a coleta
foi feita no centro do canal, onde se verificam
maiores velocidades de escoamento (ponto de
regime turbulento). Nos pontos 2 e 3, as coletas
ocorreram na entrada e saída da lagoa
facultativa.
Figura 6.14 Ponto de coleta n
o
1( pós
caixa de areia).
Figura 6.15 Ponto de coleta n
o
2 (entrada
da lagoa facultativa).
Ponto 1
Ponto 2
Figura 6.16 Ponto de coleta n
o
3 (saída da
lagoa facultativa).
6.6 Seções e campanhas batimétricas
para determinação da espessura da
camada de lodo
Utilizando-se um total de 12 piquetes
chumbados na borda da lagoa anaeróbia, foram
demarcadas as seções batimétricas (figura
6.17). Cordas foram esticadas de um lado a
outro de cada divisão e do ponto de encontro
das linhas transversais com as linhas
longitudinais foram retiradas amostras e medida
a espessura da camada de lodo, situada
imediatamente abaixo dos mesmos.
As seções foram percorridas com barco e
para determinação da altura de camada de lodo
foram utilizados 03 tubos de PVC de diâmetro
Ponto 3
de 1” com 1,50 m de comprimento cada, toalhas
brancas envolvidas no tubo e trena metálica de
5,0 m. Para coleta do lodo foi empregado tubo
translúcido de 1” (figuras 6.18 a 6.20).
Figura 6.17 Pontos de amostragem do
lodo e seções batimétricas na lagoa anaeróbia.
14,5
14,5 14,5
14,5
9,629,629,629,62
efluente afluente
Ponto
Ponto
Ponto
Ponto
Ponto
Ponto
Ponto
Ponto
Ponto
Figura 6.18 Ponto de amostragem da
espessura do lodo.
Figura 6.19 Medição da espessura da
camada de lodo.
Figura 6.20 Retirada de amostra de lodo.
6.7 Análises e exames laboratoriais
As análises das amostras foram realizadas
nos laboratórios da FSP/USP, segundo
recomendações do “Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater
“(APHA,1998).
Os métodos empregados e equipamentos
utilizados para determinação das características
físico-químicas e bacteriológicas estão
apresentados nos quadros 6.6 e 6.7.
Quadro 6.6 – Características Físico-
químicas e bacteriológicas avaliadas nos
Pontos de Amostragem e Metodologia Analítica.
Características Metodologia Analítica
DBO
5,20
Método de incubação à 20
o
C por 5dias
DBO
5,20
filtrada
Uso de filtro milipore AP40 seguidode
incubação à 20
o
C por 5dias
DQO Método de digestão por dicromato de potássio
DQO filtrada
Uso de filtro milipore AP40 seguido de digestão
por dicromato de potássio
Nitrogênio Total
Kjedhal
Colorimetria automática por salicilato de sódio
após digestão ácida em meio sulfúrico
Nitrogênio amoniacal Colorimetria automática por salicilato de sódio
Fósforo Total
Método espectofotométrico da reação com
molibidato de amônio e ácido ascórbico após
digestão com persulfato de potássio
Ortofosfato
Método espectofotométrico da reação com
molibidato de amônio e ácido ascórbico
Série de sólidos Método gravimétrico
pH (campo) Fita universal
Temperatura (campo) Termômetro de mercúrio (Graus Celsius)
Coliformes totais e
coliformes
termotolerantes
Método de determinação através de tubos
múltiplos.
Quadro 6.7 – Equipamentos utilizados na
determinação das Características Físico-
químicas e bacteriológicas avaliadas nos
Pontos de Amostragem.
Características Equipamentos
DBO
5,20
Incubadora DBO (Quimis BRAND)
DBO
5,20
filtrada Incubadora DBO (Quimis BRAND)
DQO Digestor (HACH)
DQO filtrada Digestor (HACH)
Nitrogênio Total
Kjedhal
Destilador (Marconi)
Nitrogênio amoniacal Destilador (Marconi)
Fósforo Total Espectofotômetro (HACH)
Ortofosfato Espectofotômetro (HACH)
Série de sólidos Estufa , mufla e cone plástico
7. DISCUSSÃO DOS RESULTADOS
Os resultados obtidos são apresentados e
discutidos em duas fases, sendo a primeira,
pertinente aos resultados dos parâmetros físico
químicos e bacteriológicos realizados em três
pontos da ETE, indicados nas figuras 6.13 a
6.15. A segunda fase, referente aos mesmos
parâmetros observados na fase 1, levando em
consideração o lançamento do lodo da ETA na
ETE
7.1 Padrões de lançamento de efluentes
Os corpos receptores são classificados em
função de seus usos preponderantes, sendo
estabelecidos padrões de qualidade a serem
obedecidos através das legislações federal e
estadual. No Brasil, a maioria dos rios são
classificados como classe 2 e, para o
lançamento de efluentes de qualquer fonte
poluidora nesses corpos receptores, foram
estabelecidos e impostos padrões que
garantam qualidade mínima a ser atendida por
esses despejos.
Como referencial para discussão dos
dados, convém apresentar alguns parâmetros
empregados pela legislação vigente que dispõe
sobre padrões a serem atingidos pelos
efluentes. No âmbito federal, o artigo 34 da
resolução do CONAMA 357 de 17 de março de
2005, dispõe sobre classificação das águas e
estabelece as condições e padrões de
lançamentos. No Estado de São Paulo, a partir
da lei n
o
997/76, os padrões de emissão são
regulamentados através do decreto 8468/76, e
são apresentados na tabela 7.1.
Nos gráficos, a linha pontilhada indica
esses valores limites empregados pelas
legislações estadual e federal a serem atingidos
pelos efluentes finais antes do lançamento no
corpo receptor.
Tabela 7.1 Valores limites estabelecidos
do efluente final para lançamento no corpo
receptor Classe 2 de acordo com Resolução
CONAMA 357/05 e Decreto 8468/76, relativos
às análises realizadas.
Lei Estadual Lei Federal
Decreto 8468/76 CONAMA 357/05
Coliformes termotolerantes NMP/100mL <1000
Temperatura
o
C < 40 < 40
pH > 5,0 e< 9,0 > 5,0 e< 9,0
DBO5,20 mg/L < 60,0
Nitrogênio amoniacal mg/L < 20
Sólidos sedimentáveis ml/L < 1,0 < 1,0
Parâmetro Unidade
7.2 Resultados das características físico-
químicas e bacteriológicas do esgoto
bruto e efluente das lagoas anaeróbia e
facultativa (primeira fase).
Na tabela 7.2 são apresentados os valores
mínimos, médios e máximos das variáveis
analisadas na fase 1, durante o período de
16/08/2004 à 11/04/2005, operando com vazão
média de 7,98 l/s.
Tabela 7.2 Valores mínimos, médios e
máximos das variáveis analisadas durante
monitoramento da ETE.
afluente lagoa anaeróbia efluente lagoa anaeróbia efluente da lagoa facultativa
Mínimo Médio Máximo Mínimo Médio Máximo Mínimo Médio Máximo
pH 5,5 6,6 12,0 6,0 7,0 8,5 6,0 7,5 10,0
Temp. ar (o C) 17 22 26 17 22 26 19 22 26
Temp. água (o C) 17 22 24 17 22 26 17 23 26
DBO5d (mg/L) 180 289 570 12 51 117 9 30 60
DBO5d filtrada(mg/L) 111 145 186 8 27 58 7 20 47
DQO (mg/L) 325 590 1000 100 192 331 57 136 227
DQO filtrada(mg/L) 79 248 345 36 120 289 32 80 238
NitrogênioTotal Kjedhal 25,5 46,7 70,7 13,5 28,9 52,2 10,4 27,1 45,0
Nitrogênio Amoniac. 14,8 28,0 37,2 9,0 18,9 33,4 7,4 17,4 30,6
Fósforo Total 2,7 5,8 10,0 1,8 4,1 7,6 1,8 3,5 8,1
Ortofosfato 2,1 4,1 6,1 1,2 2,4 4,7 0,5 2,3 5,4
ST (mg/L) 393 667 1221 225 300 508 233 322 431
SF (mg/L) 201 313 538 120 168 256 115 169 245
SV (mg/L) 169 354 683 73 133 252 86 156 249
SST (mg/L) 106 197 320 20 68 127 36 79 122
SSF (mg/L) 30 75 234 0 13 65 1 15 67
SSV (mg/L) 72 122 208 18 55 110 23 65 113
Sólidos sedimentáveis 1,0 3,3 8,0 <0,1 <0,1 1,5 <0,1 <0,1 <0,1
Ctotais 1,40E+07 4,47E+07 3,00E+08 1,70E+04 9,56E+04 1,70E+06 5,00E+02 1,54E+04 2,20E+05
Ctermotolerantes 1,10E+06 5,64E+06 1,70E+07 5,00E+03 3,05E+04 2,30E+05 3,00E+02 5,33E+03 2,20E+05
7.2.1 Temperatura
Conforme MENDONÇA (2000), para
algumas espécies de algas, a produção ótima de
oxigênio em lagoas de estabilização ocorre em
temperaturas situadas entre 20 e 25
o
C, com
valores limites inferiores e superiores a 4
o
C e 37
o
C, respectivamente. Uma repentina elevação da
temperatura da lagoa pode provocar o aumento
das atividades das bactérias aeróbias e
facultativas, multiplicando o número desses
microorganismos e levando a um maior consumo
da quantidade de oxigênio produzido pelas
algas.
O autor cita ainda que, em relação à
qualidade dos efluentes, em meses mais frios há
um aumento na concentração de amônia e
fósforo e uma diminuição dos sólidos em
suspensão. De acordo com os resultados obtidos
não houve mudanças bruscas de temperatura do
líquido mesmo em épocas mais frias do ano,
mantendo-se em média em torno de 22
o
C,
mantendo o bom desempenho da estação.
7.2.2 Potencial hidrogeniônico (pH)
A característica ácida dos esgotos
sanitários pode ser observada na variação do pH
do esgoto bruto, a qual variou de 5,5 a 12,0 com
valor médio de 6,6. Os valores de pH das lagoas
anaeróbias também se mantiveram com valores
médios próximo a 7,0. O valor máximo 8,5 foi
obtido após lançamento de cal na entrada da
estação, pois a lagoa, em alguns momentos do
monitoramento apresentou valores de pH abaixo
de 6,5 gerando odores desagradáveis devido a
intensa atividade biológica de decomposição e
conseqüente acidificação que ocorre com a
redução da taxa de reprodução das bactérias
metanogênicas em condições de pH inferior a
7,0 (VON SPERLING 1996). O efluente da lagoa
facultativa apresentou valores de pH entre 6,0 e
10,0, com valor médio de 7,5, o qual indica
ambiente alcalino, provavelmente em função das
atividades fotossintéticas realizada pelas algas
(GOMES 2002).
7.2.3 Sólidos sedimentáveis
A análise dos resultados de sólidos
sedimentáveis indica que todas as amostras do
efluente da lagoa facultativa atenderam ao limite
proposto pela Resolução do CONAMA n
o
357/05
para padrão de emissão máximo de 1,0 ml/L. O
valor máximo 8,0 ml/L de sólidos sedimentáveis
obtido no esgoto bruto, ocorreu pelo fato da
bomba da estação elevatória de esgoto estar
quebrada durante final de semana e, ao ser
colocada em funcionamento, recalcou grande
quantidade de material sólido acumulado nesse
período.
7.2.4 Demanda bioquímica de oxigênio
(DBO)
Nas figuras 7.1 a 7.3 podem ser
observados que, durante a realização do
monitoramento, a concentração de DBO do
esgoto bruto variou de 180 mg/L a 570 mg/L, no
efluente da lagoa anaeróbia de 12 a 117 mg/L e
no efluente final de 9 a 60 mg/L.
Demanda bioquímica de oxigênio
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
550
600
1 15 29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.1 Concentração de DBO do
esgoto à entrada e à saída das lagoas anaeróbia
e facultativa.
Demanda bioquímica de oxigênio
150
200
250
300
350
400
450
500
550
600
Afluente da lagoa anaeróbia
Concentração (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.2 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de DBO do esgoto à entrada da
lagoa.
Demanda bioquímica de oxigênio
0
20
40
60
80
100
120
140
Efluente da lagoa
anaeróbia
Efluente Final
Concentração (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.3 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de DBO do esgoto à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
SAQQAR & PESCOD (1995), ao
realizarem experimentos em lagoas anaeróbias
na Jordânia durante 48 meses, obtiveram uma
remoção de DBO de 53%. VON SPERLING
(1996) ressalta que, a eficiência de remoção de
DBO de lagoas anaeróbias que tenham sido
projetadas a partir de modelos empíricos situa-
se entre 50 e 60%.
Como citado anteriormente, KAWAI (1981)
ao realizar pesquisas com lagoas anaeróbias
chegou à conclusão que as mesmas tendem a
operar como facultativa com tempo de detenção
superior a 6 dias. MARA (1976), sugere taxas
de aplicação volumétrica (λ
v
) entre 100 e
400 gDBO
5
/m
3
*d para garantir a anaerobiose da
lagoa.
A lagoa anaeróbia apresentou em média
uma eficiência de 80,85% (figura 7.4) e taxa de
aplicação volumétrica variando de 24
a 75 g DBO/ m
3
.d e tempo de detenção
hidráulico (TDH) de 7,5 dias. A lagoa facultativa
com TDH de 27 dias apresentou uma taxa de
aplicação superficial máxima de 148 kg
DBO
5
/ha.d, considerado como valor típico
adotado para regiões com inverno e insolação
moderados. No projeto de dimensionamento da
lagoa facultativa foi adotado valor de 166 kg
DBO
5
/ha.d. O sistema apresentou em média
uma eficiência de remoção de DBO de 90,54%,
valor próximo ao esperado no projeto (90%) e, o
efluente final, durante todo o monitoramento
apresentou concentração inferior a 60 mg/L,
sendo este, o valor máximo exigido para
lançamento de efluentes proposto pelo Decreto
8468/76.
Demanda bioquímica de oxigênio
0
20
40
60
80
100
120
1 15 29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Eficiência de remoção (%)
Eficiência do sistema Eficiência lagoa anaeróbia
Figura 7.4 Eficiência de remoção de DBO
do sistema e da lagoa anaeróbia.
7.2.5 Demanda química de oxigênio (DQO)
Conforme PIVELI (1996), é comum serem
aplicados tratamentos biológicos para esgotos
com relações de DQO/DBO de 3/1. Entretanto,
valores superiores a essa relação indicam
pouca fração biodegradável, sendo prejudicial
ao tratamento biológico pelo efeito tóxico sobre
os microorganismos.
A tabela 7.2 indica que a relação média
DQO/DBO dos esgotos afluentes a lagoa
anaeróbia é de 2/1 e do efluente da lagoa
facultativa é de 5/1. A relação DQO/DBO do
afluente indica melhor eficiência ao se empregar
o tratamento biológico e, a relação 5/1 indica que
o tratamento atuou de forma considerável sobre
a matéria orgânica, aumentando esta relação.
O afluente da lagoa anaeróbia apresentou
uma variabilidade nos resultados de DQO (325 a
1000 mg/L) com um valor médio de 590 mg/L. A
lagoa anaeróbia apresentou valor médio de DQO
de 192 mg/L e a lagoa facultativa 136 mg/L.
Como pode ser observado nas figuras 7.5 a 7.7,
os valores de concentração do efluente da lagoa
anaeróbia e facultativa se mantiveram mais
uniformes.
Demanda química de oxigênio
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
1100
1 15 29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.5 Concentração de DQO do
esgoto à entrada e à saída das lagoas anaeróbia
e facultativa.
Demanda química de oxigênio
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
1100
Afluente da lagoa anaeróbia
Concentração (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.6 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de DQO do esgoto à entrada da
lagoa anaeróbia.
Demanda química de oxigênio
0
50
100
150
200
250
300
350
400
Efluente da lagoa
anaeróbia
Efluente Final
Concentração (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.7 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de DQO do esgoto à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
As porcentagens médias de remoção de
DQO obtidas na lagoa anaeróbia e no sistema
são respectivamente 64,9% e 74,7% (figura
7.8).
Demanda química de oxigênio
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
1 15 29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Eficiência de remoção (%
)
Eficiência do sistema Eficiência lagoa anaeróbia
Figura 7.8 Eficiência de remoção de DQO
do sistema e da lagoa anaeróbia
7.2.6 Nitrogênio Total Kjedhal (NKT) e
Nitrogênio Amoniacal
Os principais mecanismos de remoção de
nitrogênio em lagoas, segundo ARCEIVALA
(1981) apud VON SPERLING (1996), são:
volatilização da amônia, assimilação da amônia
pelas algas, assimilação dos nitratos pelas
algas, nitrificação-desnitrificação e
sedimentação do nitrogênio orgânico
particulado. Dentre todos os mecanismos, o
mais importante é o da volatilização da amônia,
segundo a reação abaixo:
NH
3
+ H
+
NH
4
+
(7.1)
Conforme METCALF & EDDY (2003), a
concentração de nitrogênio total nos esgotos
brutos varia de 20 a 85 mg/L (considerado
esgoto fraco a forte), enquanto o nitrogênio
amoniacal varia de 12 a 50 mg/L. No presente
trabalho, foram encontradas variações de
concentração de nitrogênio total de 25,5 a
70,7mg/L, com valor médio de 46,7 mg/L. O
nitrogênio amoniacal apresentou variação de
concentração de 14,8 a 37,2 mg/L, com valor
médio de 28,0 mg/L. (figuras 7.9 a 7.11).
Nitrogênio Total Kjedhal
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
60
65
70
75
29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.9 Concentração de Nitrogênio
total (NKT) do esgoto à entrada e à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
Nitrogênio Amoniacal
0
5
10
15
20
25
30
35
40
29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.10 Concentração de Nitrogênio
amoniacal do esgoto à entrada e à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
Nitrogênio Total kjedhal
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
60
65
70
75
80
Afluente da lagoa
anaeróbia
Efluente da lagoa
anaeróbia
Efluente Final
Concentração (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.11 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de Nitrogênio Total (NKT) do
esgoto à entrada e à saída das lagoas
anaeróbia e facultativa.
A amônia livre (NH
3
), é passível de
volatilização, ao contrário da amônia ionizada
(NH
4
+
) que não pode ser removida por
volatilização. Para que a remoção da amônia
gasosa seja de pelo menos 50%, o pH deve
situar-se acima de 9,5, além do aumento da
temperatura que também favorece a liberação
desse gás (YÁNEZ 1993).
PIVELI (2003), em trabalhos realizados na
lagoa de estabilização do município de Lins
(SP) observou pouca remoção de Nitrogênio
Total Kjedhal (NKT) e de Nitrogênio Amoniacal.
Os esgotos à entrada chegaram a apresentar
valores superiores a 60 mg/L (NKT) e 50 mg/L
para Nitrogênio Amoniacal, enquanto que, o
efluente final apresentou valores superiores a
40 mg/L e 30 mg/L, respectivamente.
Neste trabalho foram observadas
remoções de NKT e Nitrogênio Amoniacal do
sistema da ordem de 40,5% e 34,8%
respectivamente. Em algumas coletas, quando
o pH atingiu valores próximos a 10,0, foram
notadas eficiências de remoção superiores a
70%. O efluente final apresentou média de 27,1
mg/L para Nitrogênio Total e 17,4 mg/L para
Nitrogênio Amoniacal. Com relação ao
nitrogênio amoniacal, em algumas fases do
monitoramento, o efluente final atendeu os
valores exigidos pelo CONAMA 357/05 (figuras
7.12 e 7.13).
Nitrogênio Total Kjedhal
0
10
20
30
40
50
60
70
43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Eficiência de remoção (%)
Eficiência do sistema Eficiência lagoa anaeróbia
Figura 7.12 Eficiência de remoção de
Nitrogênio Total (NKT).
Nitrogênio Amoniacal
0
10
20
30
40
50
60
70
43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Eficiência de remoção (%)
Eficiência do sistema Eficiência lagoa anaeróbia
Figura 7.13 Eficiência de remoção de
Nitrogênio Amoniacal.
7.2.7 Fósforo Total
Nos esgotos, o fósforo é composto por
fósforo orgânico e fosfato, sendo que os últimos
representam sua maioria. Em lagoas de
estabilização, os mecanismos de remoção
desses nutrientes podem ocorrer de várias
formas: retirada de fósforo orgânico contido nas
algas e bactérias através da saída do efluente
final e precipitação de fosfatos em condições de
elevado pH (VON SPERLING 1996).
Nesta pesquisa, os resultados
apresentados na tabela 7.2 indicam que a
concentração de fósforo total no esgoto bruto
variou na faixa entre 2,7 e 10 mg/L, enquanto
que o efluente final apresentou variação de 1,8
a 8,1 mg/L, com valores médios de 5,8 e 3,5
mg/L respectivamente (figuras 7.14 e 7.15).
METCALF & EDDY (2003), apresentam
variações de concentração de fósforo total de
esgoto fraco a forte da ordem de 4 a 15 mg/L.
Fósforo Total
0
2
4
6
8
10
12
29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.14 Concentração de Fósforo
Total do esgoto à entrada e à saída das lagoas
anaeróbia e facultativa.
Fósforo Total
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Afluente da lagoa
anaeróbia
Efluente da lagoa
anaeróbia
Efluente Final
Concentração (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.15 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de Fósforo Total do esgoto à
entrada e à saída das lagoas anaeróbia e
facultativa.
Em condições de pH acima de 8,2 podem
ocorrer significativas remoções de fósforo
através da precipitação do fosfato na forma de
hidroxiapatita (Ca
5
(PO
4
)
3
OH) ou estruvita
(MARA et al 1992).
Em lagoas rasas, a remoção do fósforo
pode aproximar-se de 90%, enquanto que, em
lagoas facultativas e aeradas, a eficiência pode
variar de 20 a 60% (VON SPERLING 1996).
No presente trabalho, o sistema
apresentou em média uma eficiência de
remoção de fósforos de 46,7%, com valores
máximos e mínimos de 68 e 32%
respectivamente. A lagoa anaeróbia apresentou
remoção em média de 31,96%, com picos de
60%, provavelmente em função da elevação do
pH em alguns momentos do período do
monitoramento (figura 7.16).
Fósforo Total
0
10
20
30
40
50
60
70
80
43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Eficiência de remoção (mg/L)
Eficiência do sistema Eficiência lagoa anaeróbia
Figura 7.16 Eficiência de remoção de
Fósforo Total.
7.2.8 Sólidos em suspensão (SS)
A razão entre a concentração dos sólidos
voláteis e dos sólidos totais indica de uma
maneira geral a porcentagem de material
orgânico nos sólidos totais. Segundo GOMES
(2002), quanto menor a relação SV/ST, menor
será quantidade de matéria orgânica presente
no esgoto e, é possível que a aplicação de
processos biológicos não seja recomendável,
podendo-se optar por processos químicos e
físicos.
Conforme METCALF & EDDY (2003), em
esgotos sanitários com características de médio
a forte (tabela 5.1), 75% dos sólidos suspensos
e 40% dos sólidos dissolvidos são orgânicos.
No presente estudo foram encontradas relações
médias de SVT/ST= 0,61 e SSV/SS = 0,62,
indicando a predominância de matéria orgânica
e como conseqüência, a plena aplicabilidade do
tratamento biológico, como é o caso de lagoas
de estabilização.
Nas figuras 7.17 a 7.19, pode se verificar
que a concentração de sólidos em suspensão
apresentou uma alta variabilidade. Enquanto, o
esgoto à entrada da lagoa anaeróbia
apresentou uma variação de 106 a 320mg/L e
média de 197 mg/L, verificou-se que a
concentração de SS à saída da lagoa anaeróbia
apresentou variação na faixa de 20 a 127 mg/L
(média 68mg/L) e do efluente da lagoa
facultativa entre 36 e 122mg/L (média 79mg/L).
Esse aumento na quantidade de SS de uma
lagoa para outra (anaeróbia/facultativa) se deve
ao crescimento de algas nesta última etapa do
processo.
Sólidos Suspensos
0
50
100
150
200
250
300
350
15 29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.17 Concentração de SS do
esgoto à entrada e à saída das lagoas
anaeróbia e facultativa.
Sólidos Suspensos
0
50
100
150
200
250
300
350
Afluente da lagoa anaeróbia
Concentração (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.18 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de SS do esgoto à entrada da
lagoa anaeróbia.
Sólidos Suspensos
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
110
120
130
140
150
Efluente da lagoa anaeróbia Efluente Final
Concentração (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.19 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de SS do esgoto à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
Quanto à eficiência de remoção dos
sólidos em suspensão, o sistema apresentou
uma taxa de 66,06% com valores mínimos de
22% e máximo de 91%. Na saída da lagoa
anaeróbia foi observada uma remoção em
média de 71,4% com valores mínimos de 23% e
máximo de 95% (figura 7.20).
Sólidos Suspensos
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
15 29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Eficiência de remoção (mg/L)
Eficiência do sistema Eficiência lagoa anaeróbia
Figura 7.20 Eficiência de remoção de SS
do sistema e da lagoa anaeróbia.
7.2.9 Coliformes totais e coliformes
termotolerantes
Conforme SMALLMAN (1986), a
desinfecção do esgoto pelo emprego de lagoas
de estabilização depende de fatores ambientais
e climatológicos. O autor cita inúmeros fatores
que influenciam a eliminação de coliformes e
patógenos presentes nesse tipo de tratamento,
entre eles: radiação solar, valores elevados de
pH, altas concentrações de oxigênio dissolvido,
baixos níveis de CO
2,
efeito bactericida de
toxinas produzidas pelas algas, presença de
organismos predadores e tempo de
permanência.
PEARSON et al (1987) apud KELLNER
(1998), após monitoramento de efluentes de
lagoas de estabilização em Portugal, indicaram
que pH com valores superiores a 9,0 aceleram
o decaimento de coliformes termotolerantes em
lagoas de estabilização.
SILVA (1988), ao analisar uma série de 5
lagoas de estabilização, sendo a primeira
anaeróbia e as demais facultativas, sugere que
quanto a remoção de patógenos, melhores
resultados são obtidos quando são utilizadas
lagoas em série, ao invés de se utilizar uma
lagoa única com tempo de detenção hidráulico
igual ao da série.
No presente trabalho, a densidade de
coliformes totais no esgoto bruto situou-se entre
1,4x10
7
NMP/100mL e 3,00x10
8
NMP/100mL,
apresentando média geométrica de 4,47x10
7
NMP/100mL. No efluente final houve uma
variação de 5,0x10
2
NMP/100 mL a 2,20x10
5
NMP/100mL, com média geométrica de
1,54x10
4
NMP/100 mL. Quanto aos coliformes
termotolerantes, foram observados valores
médios de 5,64 x10
6
no esgoto bruto, 3,05x10
4
NMP/100mL na saída da lagoa anaeróbia e
5,33x10
3
no efluente final, como mostram as
figuras 7.21 a 7.26.
Em relação à média geométrica, o sistema
apresentou remoção de coliformes totais e
coliformes termotolerantes na ordem de 99,9%
(3,4 unid. log) e 99,9% (3 unid. log)
respectivamente.
Coliformes Totais
1,00E+01
1,00E+02
1,00E+03
1,00E+04
1,00E+05
1,00E+06
1,00E+07
1,00E+08
1,00E+09
1 15 29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Densidade (NMP/100
mL)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.21 Densidade de coliformes
totais do esgoto à entrada e à saída das lagoas
anaeróbia e facultativa.
Coliformes Termotolerantes
1,00E+01
1,00E+02
1,00E+03
1,00E+04
1,00E+05
1,00E+06
1,00E+07
1,00E+08
1,00E+09
1 15 29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Densidade (NMP/100mL)
afluente efluente lagoa facultativa efluente lagoa anaeróbia
Figura 7.22 Densidade de coliformes
termotolerantes do esgoto à entrada e à saída
das lagoas anaeróbia e facultativa.
Coliformes Totais
1,E+06
1,E+07
1,E+08
1,E+09
Afluente da lagoa anaeróbia
Densidade (NMP/100mL)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.23 Diagramas tipo “boxplot” da
densidade de coliformes totais do esgoto à
entrada da lagoa anaeróbia.
Coliformes Totais
1,E+02
1,E+03
1,E+04
1,E+05
1,E+06
1,E+07
Efluente da lagoa
anaeróbia
Efluente Final
Densidade (NMP/100mL)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.24 Diagramas tipo “boxplot” da
densidade de coliformes totais do esgoto à saída
das lagoas anaeróbia e facultativa.
Coliformes Termotolerantes
1,E+04
1,E+05
1,E+06
1,E+07
1,E+08
Afluente da lagoa anaeróbia
Densidade (NMP/100mL)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.25 Diagramas tipo “boxplot” da
densidade de coliformes termotolerantes do
esgoto à entrada lagoa anaeróbia.
Coliformes Termotolerantes
1,E+00
1,E+01
1,E+02
1,E+03
1,E+04
1,E+05
1,E+06
Efluente da lagoa anaeróbia Efluente Final
Densidade (NMP/100mL)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.26 Diagramas tipo “boxplot” da
densidade de coliformes termotolerantes do
esgoto à saída das lagoas anaeróbia e
facultativa.
Apesar da alta eficiência apresentada na
remoção de patógenos (figuras 7.27 e 7.28), o
efluente final apresentou ainda uma alta
densidade de bactérias indicadoras de
contaminação fecal, acima do permitido pelo
Decreto 8468/76 (< 10
3
NMP/100mL) e
CONAMA 357/05.
Conforme VON SPERLING (1996), além
do processo de desinfecção utilizando cloro,
ozônio, hipoclorito de sódio, entre outros, uma
maior remoção de patógenos pode ser obtida
ao se utilizar lagoas de maturação onde podem
ser verificadas condições ambientais adversas
aos microorganismos como radiação
ultravioleta, elevado pH, elevado OD,
temperatura mais baixa que a do corpo humano
e falta de nutrientes.
Coliforme Totais
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
1 15 29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Eficiência de remoção (unid. log)
Eficiência do sistema Eficiência lagoa anaeróbia
Figura 7.27 Eficiência de remoção de
coliformes totais do sistema e da lagoa
anaeróbia.
Coliformes termotolerantes
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
4,00
4,50
5,00
1 15 29 43 64 199 204 211 218 225 234 239
Dias
Eficiência de remoção (unid. log)
Eficiência do sistema Eficiência lagoa anaeróbia
Figura 7.28 Eficiência de remoção de
coliformes termotolerantes do sistema e da lagoa
anaeróbia.
7.2.10 Estimativa da Produção de Lodo em
Lagoas Anaeróbias
A estimativa de lodos em lagoas primárias
é uma etapa primordial do projeto para garantia
da auto-sustentabilidade futura do
empreendimento (GONÇALVES 1999).
Conforme YÁNEZ (1993), a formação de
lodo nas lagoas é resultante da deposição do
material sedimentável do esgoto e da
reprodução de bactérias responsáveis pela
digestão anaeróbia no fundo do reator. Como
100% dos sólidos sedimentáveis presentes no
esgoto são retidos nas lagoas primárias, no
presente estudo foram estimados produções de
lodo retidos na lagoa anaeróbia.
De acordo com YÁNEZ (1993), lagoas com
mais de 10 anos de operação apresentam
acúmulo de lodo superior a 30% de seu volume
útil e lagoas com mais de 20 anos de operação
essa proporção ultrapassa os 60%. Esse
acúmulo reduz o volume útil da lagoa,
prejudicando a eficiência do sistema. Neste
Sentido, a limpeza das lagoas deve ser realizada
antes que seu volume atinja 50% de seu volume
útil (MARA 1976 apud ITO 2002).
A avaliação da taxa média de acumulação
de lodo foi realizada utilizando o modelo
proposto por SAQQAR e PESCOD, conforme
equação 5.27. Ao se considerar população
estimada de 4353 habitantes, carga orgânica per
capita de 54 gDBO/ha.d, k
AS
de 0,6, vazão de
7,98 l/s e, segundo METCALF & EDDY (2003)
ao se considerar que 75% dos SST encontram-
se na forma volátil e os 25% restantes na forma
fixa, o volume de lodo gerado por dia resultou
em 0,38 m
3
/d.
Conforme dados citados acima, a taxa
média anual da camada de lodo calculada foi de
14 cm/ano. Estudos realizados por SENRA
(1983), mostraram taxas de acúmulo de lodo em
lagoas anaeróbias na faixa de 7,3 a 15,3 cm/ano.
SAQQAR & PESCOD encontraram valores
próximos a 46 cm/ano e, MULLER (1999), após
estudos nas lagoas anaeróbias de Eldorado e
Porto de Canoa chegou a resultados de taxas de
acúmulo de lodo anual próximos a 7,66 cm e
5,35 cm respectivamente.
No presente trabalho após sessões
batimétricas, conforme tabela 7.3 e figura 7.29,
a lagoa anaeróbia apresentou em média uma
taxa anual de acúmulo de lodo de 10 cm/ano.
Tabela 7.3 Resultado de ensaio batimétrico na
lagoa anaeróbia.
Distância Espessura
(entrada da lagoa) (cm)
(m)
14,5 S1A 1 49
14,5 S2A 2 53
14,5 S3A 3 46
29 S1B 4 39
29 S2B 5 42
29 S3B 6 37
43,5 S1C 7 29
43,5 S2C 8 35
43,5 S3C 9 36
Média total 40
Ponto
A
B
C
S1
S2
S3
46
37
36
53
42
35
49
39
29
Figura 7.29
Espessura da camada de lodo
na lagoa anaeróbia.
7.3. Balanço de massa e avaliação da
produção de lodo na ETA.
Uma vez que a produção de lodo
gerado em uma ETA é função da
concentração de sólidos em suspensão total
presentes na água bruta, do tipo de
coagulante e dosagem aplicada e, com o
intuito de obter elementos que auxiliem na
avaliação da disponibilidade de disposição
do lodo da ETA do município de São
Lourenço da Serra na ETE, foram
levantadas as produções médias mensais
de lodo e dosagem de coagulantes
empregadas na referida ETA no período de
janeiro a dezembro de 2004, conforme
tabela 7.4 e figura 7.30.
Para produção de sólidos foram
utilizadas fórmulas empíricas, conforme
equação 4.1 e foi considerada relação entre
SS/turbidez igual a 1
Tabela 7.4 Variação da turbidez da água
bruta, dosagens de coagulantes e produção de
sólidos.
Meses Produção sólidos Vazão Média Tratad
a
Turbidez Sulfato de aluminio
kg/d l/s U.T (Al
2
(SO
4
)
3
)
mg/l
Janeiro 56,2 21,2 25,0 54,2
Fevereiro 60,1 21,4 25,0 60,7
Abril 45,8 21,2 20,0 45,1
Maio 35,7 21,5 15,0 35,4
Junho 25,9 21,1 10,0 28,7
Julho 24,9 20,4 10,0 28,4
Agosto 16,5 21,7 5,0 20,4
Setembro 27,8 22,6 10,0 28,7
Outubro 46,7 22,0 20,0 43,5
Novembro 46,6 20,7 20,0 48,8
Dezembro 57,8 20,8 25,0 59,5
7
,8
46,7
46,6
57,8
o
Outubr
o
N
o
vembr
o
Dezembr
o
Com o objetivo de fixar parâmetros para
execução do balanço de massa da ETA (figura
7.31) e, considerando como crítico os meses de
Dezembro a Fevereiro, os cálculos foram
Fi
g
ura 7.30 Produ
ç
ão média mensal de sólidos.
direcionados para situação do mês mais
desfavorável, conseqüentemente com maior
produção de lodo (fevereiro de 2004),
apresentados no quadro 7.1.
Quadro 7.1 Parâmetros
utilizados para a elaboração de um balanço
de massa genérico para um sistema de
tratamento de água.
Vazão (m
3
/dia) 1.116,00
Coagulante
Sulfato de
alumínio
Dosagem de coagulante (mg/l) Alta turbidez
60,7 expresso
como
Al
2
(SO
4
)
3
.14H
2
O
Turbidez da água bruta (UNT) 25
Relação SST/Turbidez 1,0
Taxa de captura de sólidos nos decantadores (%) 90
Taxa de captura de sólidos nos filtros (%) 100
Taxa de captura de sólidos no sistema de
equalização de água de lavagem (%)
0
Teor de sólidos no lodo proveniente dos
decantadores (%)
0,5
Massa específica do lodo proveniente dos
decantadores (kg/m
3
)
1.000
Coagulação
Floculação
Sedimentação Filtração
32.364
m
3
/mês
809 10
873
,
59
32.364
m
3
/mês
1 682 69
31.067
m
3
/mês
00k / ê
Figura 7.31 Balanço de massa da ETA
(São Lourenço da Serra).
7.4 Resultados das características físico-
químicas e bacteriológicas do esgoto
bruto e efluente das lagoas anaeróbia e
facultativa (segunda fase).
Na segunda fase, foram avaliados os
resultados dos parâmetros físico-químicos,
bacteriológicos e hidrobiológicos e possíveis
interferências que poderão ocorrer na ETE após
receber os resíduos da ETA que utiliza sulfato
de alumínio como coagulante primário.
Na tabela 7.5 são apresentados os valores
mínimos, médios e máximos dos parâmetros
897 m
3
/mês
168,27
analisados na fase 2, durante o período de
24/04/2005 à 1/08/2005, operando com vazão
média de 8,5 l/s.
Tabela 7.5 Valores mínimos, médios e
máximos das variáveis analisadas durante
monitoramento da ETE.
Pontos
Mínimo Médio Máximo Mínimo Médio Máximo Mínimo Médio Máximo
pH 6,0 6,5 7,0 6,5 7,0 8,0 6,5 6,9 7,5
Temp. ar (o C) 15 19 23 15 19 23 15 19 23
Temp. água (o C) 17 20 24 16 20 24 16 19 23
DBO5d (mg/L) 189 308 391 28 48 71 23 34 44
DBO5d filtrada(mg/L) 70 138 193 3 11 22 5 9 14
DQO (mg/L) 350 517 820 117 235 660 91 172 528
DQO filtrada(mg/L) 155 251 528 34 79 189 23 64 170
NitrogênioTotal Kjedhal 36,4 55,2 113,4 15,4 39,4 70,0 14,0 36,5 81,2
Nitrogênio Amoniac. 15,7 35,1 51,5 9,2 24,3 44,8 8,4 22,6 42,6
Fósforo Total 4,1 6,4 9,0 2,0 3,7 7,0 2,3 3,3 6,8
Ortofosfato 3,4 4,5 6,0 1,1 2,2 4,1 1,2 2,1 4,0
ST (mg/L) 421 644 1114 152 331 397 308 349 411
SF (mg/L) 245 339 538 53 155 224 96 175 240
SV (mg/L) 176 305 576 99 176 335 136 174 315
SST (mg/L) 79 243 621 56 102 253 56 88 165
SSF (mg/L) 27 79 253 7 15 32 1 15 43
SSV (mg/L) 52 163 368 45 86 223 51 73 130
Sólidos sedimentáveis 1,5 4,4 15,0 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 <0,1
Ctotais 1,70E+07 5,29E+07 1,30E+08 1,40E+05 6,34E+05 1,70E+06 2,30E+04 2,09E+05 7,00E+05
Ctermotolerantes 5,00E+06 1,29E+07 3,00E+07 5,00E+04 1,52E+05 3,00E+05 1,30E+04 5,80E+04 2,20E+05
efluente da lagoa facultativaefluente lagoa anaeróbiaafluente lagoa anaeróbia
7.4.1Temperatura
Variações de temperatura são parte
integrante do regime climático normal e, a
temperatura superficial do líquido é influenciada
por fatores como altitude, latitude, estação do
ano período do dia, etc. Geralmente a elevação
de temperatura de um corpo d´água é
influenciada por despejos industrias (CETESB
2003). No presente trabalho, na segunda fase,
assim como na primeira, a temperatura do
esgoto bruto e do efluente das lagoas
anaeróbias e facultativas se mantiveram em
uma faixa de 19 a 22
o
C, bem inferiores aos
exigidos tanto pelo Decreto 8468/76 (SP)
quanto pelo CONAMA 357/05.
7.4.2 Potencial hidrogeniônico (pH)
Conforme RICHTER (2001), o lodo gerado
a partir de sulfato de alumínio apresenta
características gelatinosas, cuja fração de
sólidos é constituída de hidróxido de alumínio,
partículas inorgânicas, colóides de cor e outros
resíduos orgânicos removido no processo de
coagulação. Esse material apresenta ainda
pequena proporção de biodegradáveis e valores
de pH próximo ao neutro.
Durante o monitoramento o pH se manteve
próximo ao valor neutro (7,0), semelhante ao
encontrado na primeira fase de estudo. Dessa
forma, o lançamento do lodo nas redes coletoras
não apresentou até o presente momento
interferências em relação a esse parâmetro.
Sendo assim, o pH do esgoto bruto e do efluente
das lagoas anaeróbia e facultativa se manteve
na faixa de pH estabelecida para os padrões de
lançamento de efluentes em corpos receptores,
tanto de acordo com a legislação federal como
pela legislação do Estado de São Paulo.
7.4.3 Demanda bioquímica de oxigênio
(DBO)
Nas figuras 7.32 a 7.34 podem ser
observados que as concentrações de DBO
5,20
no
esgoto bruto e no efluente da lagoa anaeróbia e
facultativa não apresentaram em média
variações significativas quando comparadas à
primeira fase. As concentrações médias nesta
fase apresentaram os seguintes valores
respectivamente, 308 mg/L, 48mg/L e 34mg/L.
Demanda bioquímica de oxigênio
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
1 8 15 22 36 50 64 71 78 85 99
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.32 Concentração de DBO do esgoto à
entrada e à saída das lagoas anaeróbia e
facultativa.
150
200
250
300
350
400
450
500
550
600
Afluente da lagoa anaeróbia sem
lançamento do lodo da ETA
Afluente da lagoa anaeróbia após
lançamento do lodo da ETA
DBO (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.33 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de DBO do esgoto à entrada da
lagoa anaeróbia.
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
110
120
Efluente da lagoa
anaeróbia sem
lançamento do
lodo da ETA
Efluente da lagoa
anaeróbia após
lançamento do
lodo da ETA
Efluente Final
sem lançamento
do lodo da ETA
Efluente Final
após lançamento
do lodo da ETA
DBO (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.34 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de DBO do esgoto à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
Ao se comparar a 1ª fase e a 2ª fase
(figura 7.35) pode ser observada que as
eficiências do sistema e da lagoa anaeróbia
também não apresentaram variações
significativas. A lagoa anaeróbia nesta fase da
pesquisa apresentou em média uma eficiência
de 88,8% com tempo de detenção hidráulica de
7,0 dias e taxa de aplicação volumétrica
variando de 36 a 75 g DBO/ m
3
.d, com média
de 60 gDBO/ m
3
.d. A lagoa facultativa
apresentou nesta fase, uma taxa de aplicação
superficial de 70 kg DBO
5
/ha.d, valor
relativamente baixo, em função da boa
eficiência de remoção de matéria orgânica
realizada na lagoa anaeróbia e TDH de 25,5
dias. O efluente final, assim como na 1ª fase,
durante todo o monitoramento apresentou
concentração inferior ao exigido pelo Decreto
8468/76 (60mg/L).
Demanda bioquímica de oxigênio
90,5
80,9
88,8
84,0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
sistema lagoa anaeróbia
Eficiência de remoção (%)
Sem lançamento do lodo da ETA
Com lançamento do lodo da ETA
Figura 7.35 Comparação de eficiências de
remoção de DBO do sistema e da lagoa
anaeróbia antes e após lançamento do lodo da
ETA.
7.4.4 Demanda química de oxigênio (DQO)
A DQO do esgoto bruto apresentou valor
médio de 517 mg/L com valores mínimos e
máximos de 350 e 820 mg/L, respectivamente. O
efluente da lagoa anaeróbia e facultativa
apresentou concentrações médias de 235 e 172
mg/L. Nesta fase do experimento, a relação
DQO/DBO em média do esgoto bruto apresentou
valor de 2/1 e do efluente final relação de 6/1, no
efluente da lagoa anaeróbia foi observada
relação de 5/1. As eficiências do sistema e da
lagoa anaeróbia se mantiveram próximas às
apresentadas na 1ª fase com valores de
remoção respectivamente de 67,9% e 55,7%
(figuras 7.36 a 7.39).
Demanda química de oxigênio
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1 8 15 22 36 50 64 71 78 85 99
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.36 Concentração de DQO do
esgoto à entrada e à saída das lagoas anaeróbia
e facultativa.
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Afluente da lagoa anaeróbia sem
lançamento do lodo da ETA
Afluente da lagoa anaeróbia após
lançamento do lodo da ETA
DQO (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.37 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de DQO do esgoto à entrada da
lagoa anaeróbia.
40
90
140
190
240
290
340
390
440
490
540
590
640
690
Efluente da lagoa
anaeróbia sem
lançamento do lodo
da ETA
Efluente da lagoa
anaeróbia após
lançamento do lodo
da ETA
Efluente Final sem
lançamento do lodo
da ETA
Efluente Final após
lançamento do lodo
da ETA
DQO (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.38 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de DQO do esgoto à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
Demanda química de oxigênio
64,8
67,9
55,7
74,7
10
20
30
40
50
60
70
80
sistema lagoa anaeróbia
Eficiência de remoção (%)
Sem lançamento do lodo da ETA
Com lançamento do lodo da ETA
Figura 7.39 Comparação de eficiências de
remoção de DQO do sistema e da lagoa
anaeróbia.
7.4.5 Nitrogênio Total Kjedhal (NKT) e
Nitrogênio Amoniacal
Nesta fase do projeto, o esgoto bruto
apresentou concentrações médias de 55,2 mg/L
de Nitrogênio Total Kjedhal e 35,1 mg/L de
Nitrogênio amoniacal. O efluente da lagoa
anaeróbia apresentou concentrações médias de
39,4 mg/L para NKT e 24,3 mg/L para nitrogênio
amoniacal, enquanto o efluente da lagoa
facultativa apresentou valores médios próximos
ao efluente da lagoa anaeróbia, com os
respectivos resultados 36,5 e 22,6 mg/L (figuras
7.40 a 7.45).
Nitrogênio Total Kjedhal
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
110
120
1 8 15 22 36 50 64 71 78 85 99
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.40 Concentração de Nitrogênio
total (NKT) do esgoto à entrada e à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
Nitrogênio amoniacal
0
20
40
60
1 8 15 22 36 50 64 71 78 85 99
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.41 Concentração de Nitrogênio
amoniacal do esgoto à entrada e à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
0
20
40
60
80
100
120
Afluente da lagoa
anaeróbia sem lançamento
do lodo da ETA
Afluente da lagoa
anaeróbia após
lançamento do lodo da
ETA
Efluente da lagoa
anaeróbia sem lançamento
do lodo da ETA
Nitrogênio Total Kjedhal (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.42 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de NKT do esgoto bruto e à saída
das lagoas anaeróbia e facultativa.
Afluente da lagoa anaeróbia
48,5
55,2
35,1
26,9
0,0
10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
60,0
NitrogênioTotal Kjedhal Nitrogênio Amoniac.
Concentração (mg/L)
antes lançamento do lodo
após lançamento do lodo
Figura 7.43 Concentrações médias de
NKT e nitrogênio amoniacal à entrada da lagoa
anaeróbia.
Efluente da lagoa anaeróbia
28,0
17,8
39,4
24,3
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
35,0
40,0
45,0
NitrogênioTotal Kjedhal Nitrogênio Amoniac.
Concentração (mg/L)
antes lançamento do lodo
após lançamento do lodo
Figura 7.44 Concentrações médias de
NKT e nitrogênio amoniacal à saída da lagoa
anaeróbia.
Efluente da lagoa facultativa
28,2
17,5
36,5
22,6
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
35,0
40,0
NitrogênioTotal Kjedhal Nitrogênio Amoniac.
Concentração (mg/L)
antes lançamento do lodo
após lançamento do lodo
Figura 7.45 Concentrações médias de
NKT e nitrogênio amoniacal à saída da lagoa
facultativa.
Segundo GOMES (2002), o processo de
nitrificação não ocorre de maneira acentuada em
lagoas de estabilização e para remoção da
amônia são necessários fatores importantes
como: alto pH combinado com altas
temperaturas e efeito da radiação solar.
As figuras 7.46 e 7.47 apresentam as
eficiências de remoção de NKT e nitrogênio
amoniacal do sistema, com valores médios de
36,2% e 28,6%, respectivamente, próximos ao
observados na 1ª fase e que se enquadram aos
valores adotados na fase de projeto (30 a 50%).
A lagoa anaeróbia apresentou remoções de
NKT e nitrogênio amoniacal na ordem de 28,6%
e 30,8%, respectivamente.
Nitrogênio Total Kjedhal
40,5
40,3
36,2
28,6
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
sistema lagoa anaeróbia
Eficiência de remoção (%)
Sem lançamento do lodo da ETA
Com lançamento do lodo da ETA
Figura 7.46 Eficiência de remoção de
NKT do sistema e da lagoa anaeróbia.
Nitrogênio amoniacal
34,8
33,6
35,5
30,8
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
sistema lagoa anaeróbia
Eficiência de remoção (%)
Sem lançamento do lodo da ETA
Com lançamento do lodo da ETA
Figura 7.47 Eficiência de remoção
nitrogênio amoniacal do sistema e da lagoa
anaeróbia.
7.4.6 Fósforo Total
SILVA et al (1991), atribuem a maior
parte de remoção de fósforo total em lagoas
primárias ao efeito da sedimentação. A
concentração média de fósforo total do esgoto
bruto foi de 6,4 mgP/L, valor próximo ao
encontrado na 1ª fase que foi de 5,8 mgP/L. No
efluente da lagoa anaeróbia foi encontrado valor
de concentração de fósforo total em média de
3,7 mgP/L, representando uma redução 42,4%
e, a concentração do fósforo total encontrada
no efluente final foi de 3,3 mgP/L,
representando uma remoção de 47,6% (figuras
7.48 a 7.51).
Fósforo total
0
2
4
6
8
10
1 8 15 22 36 50 64 71 78 85 99
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.48 Concentração de fósforo total
do esgoto à entrada e à saída das lagoas
anaeróbia e facultativa.
Conforme JORDÃO e PESSOA (1995), a
relação em peso de DBO/N/P é considerada
muitas vezes como indicadora da viabilidade do
tratamento biológico. Usualmente tem-se
adotado o valor de 100:5:1 como suficiente para
manter o balanço adequado de matéria
orgânica e nutrientes para o tratamento
biológico.
Na 1ª fase do projeto chegou-se a
relação de 50:8:1, nesta 2ª fase foi observada
relação de 48: 8:1. As relações DBO/N/P
encontradas nas 1ª e 2ª fases não
apresentaram variação significativa, porém, em
estudos realizados pela CETESB (1981) em
lagoas primárias, os afluentes apresentaram
relação de N:P de 7:1, valor próximo ao
encontrado neste trabalho. De acordo com
CETESB (1981), essa variação poderia estar
relacionada à quantidade de detergentes
presentes nos afluentes.
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Afluente da lagoa anaeróbia sem
lançamento do lodo da ETA
Afluente da lagoa anaeróbia após
lançamento do lodo da ETA
Fósforo (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.49 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de fósforo total do esgoto à
entrada da lagoa anaeróbia.
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Efluente da lagoa
anaeróbia sem
lançamento do
lodo da ETA
Efluente da lagoa
anaeróbia após
lançamento do
lodo da ETA
Efluente Final sem
lançamento do
lodo da ETA
Ef luente Final
após lançamento
do lodo da ETA
Fósforo (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.50 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de fósforo total à saída das lagoas
anaeróbia e facultativa.
Fósforo Total
32,0
42,4
46,7
47,6
10
15
20
25
30
35
40
45
50
sistema lagoa anaeróbia
Eficiência de remoção (%)
Sem lançamento do lodo da ETA
Com lançamento do lodo da ETA
Figura 7.51 Eficiência média de remoção
de fósforo total da lagoa anaeróbia e do sistema.
7.4.7 Sólidos em suspensão (SS)
Nas figuras 7.52 a 7.54 podem ser
verificadas as variações de concentração de SS
no esgoto bruto com valor médio de 243 mg/L e
SSV de 163 mg/L, o efluente da lagoa
anaeróbia apresentou variações de
concentração de SS na faixa de 56 a 253mg/L
com valor médio de 102 mg/L e o efluente final
apresentou concentração média de 88 mg/L de
SS e 73 mg/L de SSV.
Como pode ser observado na Tabela 7.6,
assim como na primeira fase, nesta etapa do
projeto a relação SSV/SS apresentou um
resultado de 0,66, enquanto a relação SV/ST
encontrada foi de 0,55. Quanto a eficiência de
remoção de SS, não foram encontradas
variações significativas entre as duas fases do
projeto, conforme figura 7.55.
Durante o monitoramento, os resultados
de sólidos sedimentáveis se mantiveram dentro
dos padrões exigidos pelo CONAMA 357 e
Decreto 8468/76.
Sólidos Suspensos
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
550
600
650
1 8 15 22 36 50 64 71 78 85 99
Dias
Concentração (mg/L)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.52 Concentração de sólidos
suspensos do esgoto à entrada e à saída das
lagoas anaeróbia e facultativa.
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
550
600
650
Afluente da lagoa anaeróbia sem
lançamento do lodo da ETA
Afluente da lagoa anaeróbia após
lançamento do lodo da ETA
SS (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.53 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de sólidos suspensos do esgoto à
entrada da lagoa anaeróbia.
10
60
110
160
210
260
Efluente da lagoa
anaeróbia sem
lançamento do lodo
da ETA
Efluente da lagoa
anaeróbia após
lançamento do lodo
da ETA
Efluente Final sem
lançamento do lodo
da ETA
Efluente Final após
lançamento do lodo
da ETA
SS (mg/L)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.54 Diagramas tipo “boxplot” da
concentração de sólidos suspensos do esgoto à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
Sólidos Suspensos
59,9
61,9
58,3
57,2
10
15
20
25
30
35
40
45
50
55
60
65
70
sistema lagoa anaeróbia
Eficiência de remoção (%)
Sem lançamento do lodo da ETA
Com lançamento do lodo da ETA
Figura 7.55 Eficiência média de remoção
de sólidos suspensos da lagoa anaeróbia e do
sistema.
7.4.8 Coliformes totais e coliformes
termotolerantes
Nesta fase do projeto, o esgoto bruto
apresentou uma densidade média de 5,29x10
7
NMP/100ml de coliformes totais e 1,29x10
7
NMP/100 ml de coliformes termotolerantes. A
lagoa anaeróbia apresentou remoções de
coliformes totais e fecais da ordem de 98,80% e
98,82%, respectivamente O sistema produziu
um efluente final com densidade média de
2,09x10
5
NMP/100ml para coliformes totais e
5,80x10
4
NMP/100ml para coliformes
termotolerantes, com eficiência de remoção de
99,6% (2,5 unid. log) e 99,6% (2,5 unid log).
Embora o projeto considerasse remoção da
ordem de 60-99,9%, o sistema apresentou
baixa remoção de coliformes totais e
termotolerantes ao se comparar com a primeira
fase (figuras 7.56 a 7.63).
Tanto na primeira quanto na segunda
fase do projeto, o sistema não atendeu os
valores exigidos pelos órgãos ambientais,
sendo necessária à aplicação de processos de
desinfecção do efluente final.
Coliformes Totais
1,00E+01
1,00E+02
1,00E+03
1,00E+04
1,00E+05
1,00E+06
1,00E+07
1,00E+08
1,00E+09
1 8 15 22 36 50 64 71 78 85
Dias
Densidade (NMP/100mL)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.56 Densidade de coliformes
totais do esgoto à entrada e à saída das lagoas
anaeróbia e facultativa.
Coliformes Termotolerantes
1,00E+01
1,00E+02
1,00E+03
1,00E+04
1,00E+05
1,00E+06
1,00E+07
1,00E+08
1,00E+09
1 8 15 22 36 50 64 71 78 85
Dias
Densidade (NMP/100mL)
afluente efluente lagoa anaeróbia efluente lagoa facultativa
Figura 7.57 Densidade de coliformes
termotolerantes (NMP/100ml) do esgoto à
entrada e à saída das lagoas anaeróbia e
facultativa.
1,00E+05
1,00E+06
1,00E+07
1,00E+08
1,00E+09
Afluente da lagoa anaeróbia sem
lançamento do lodo da ETA
Afluente da lagoa anaeróbia após
lançamento do lodo da ETA
Coliformes totais (NMP/100mL)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.58 Diagramas tipo “boxplot” da
densidade de coliformes totais do esgoto à
entrada da lagoa anaeróbia.
1,00E+02
1,00E+03
1,00E+04
1,00E+05
1,00E+06
1,00E+07
Efluente da lagoa
anaeróbia sem
lançamento do lodo
da ETA
Efluente da lagoa
anaeróbia após
lançamento do lodo
da ETA
Efluente Final sem
lançamento do lodo
da ETA
Efluente Final após
lançamento do lodo
da ETA
Coliformes totais (NM P/100mL)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.59 Diagramas tipo “boxplot” da
densidade de coliformes totais do esgoto à
saída das lagoas anaeróbia e facultativa.
1,00E+05
1,00E+06
1,00E+07
1,00E+08
Afluente da lagoa anaeróbia
sem lançamento do lodo da
ETA
Afluente da lagoa anaeróbia
após lançamento do lodo da
ETA
Coliformes termotolerantes (NMP/100mL)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.60 Diagramas tipo “boxplot” da
densidade de coliformes termotolerantes do
esgoto à entrada da lagoa anaeróbia.
1,00E+02
1,00E+03
1,00E+04
1,00E+05
1,00E+06
Efluente da
lagoa anaeróbia
sem
lançamento do
lodo da ETA
Efluente da
lagoa anaeróbia
após
lançamento do
lodo da ETA
Efluente Final
sem
lançamento do
lodo da ETA
Efluente Final
após
lançamento do
lodo da ETA
Coliformes termotolerantes (NMP/100mL)
25%
50%
90%
10%
Mín
Máx
75%
Figura 7.61 Diagramas tipo “boxplot” da
densidade de coliformes termotolerantes do
esgoto à saída das lagoas anaeróbia e
facultativa.
Coliformes Totais
3,4
2,6
2,5
2,0
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
4,00
sistema lagoa anaeróbia
Eficiência de remoção (unid. log)
sem lançamento do lodo
Com lançamento do lodo da ETA
Figura 7.62 Eficiência de remoção de
coliformes totais do sistema e da lagoa
anaeróbia.
Coliformes Termotolerantes
3,0
2,3
2,5
1,9
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
3,50
sistema lagoa anaeróbia
Eficiência de remoção (unid. log)
sem lançamento do lodo
Com lançamento do lodo da ETA
Figura 7.63 Eficiência de remoção de
coliformes termotolerantes do sistema e da
lagoa anaeróbia.
7.4.9 Estimativa da Produção de Lodo em
Lagoas Anaeróbias
Após o lançamento dos resíduos gerados
na ETA (1.682,29 kg/mês) no sistema de lagoas
de estabilização e considerando que 10% da
concentração total do lodo seja volátil, ao se
empregar o modelo proposto por SAQQAR e
PESCOD (5.27), utilizando-se as mesmas
variáveis da 1ª fase, vazão média de 8,5 l/s e
adição do lodo da ETA na estação, o volume de
lodo diário gerado no sistema resultou em
0,39 m
3
/d.
A taxa média anual de lodo calculada
nesta fase da pesquisa resultou em 15 cm/ano.
Após a realização de ensaios batimétricos,
conforme tabela 7.7 e figura 7.64, foram
encontrados os seguintes valores de espessura
da camada de lodo nos 9 pontos da lagoa
anaeróbia:
Tabela 7.64 Resultado de ensaio
batimétrico na lagoa anaeróbia.
Distância da borda Média
(entrada da lagoa) (cm)
(m) S1A 1 53
14,5 S2A 2 57
14,5 S3A 3 51
14,5 S1B 4 45
29 S2B 5 48
29 S3B 6 41
29 S1C 7 34
43,5 S2C 8 43
43,5 S3C 9 40
43,5 Média total 46
Ponto
A
B
C
S1
S2
S3
51
41
40
57
48
43
53
45
34
Figura 7.64 Espessura da camada de
lodo na lagoa anaeróbia.
8. CONCLUSÃO
Foi verificado que a lagoa anaeróbia em
diversos momentos do monitoramento
apresentou características semelhantes à lagoa
facultativa, principalmente na saída, com
florações de algas e efluente com cor
esverdeada. KAWAI (1981) chegou à conclusão
que lagoas anaeróbias tendem a funcionar
como facultativa com TDH superior a 6,0dias.
Na 1ª fase e 2ª fase do projeto, foram
observados TDH de 7,5 e 7,0 dias
respectivamente.
MARA (1976) também ressalta que para
manter a anaerobiose da lagoa, a taxa de
aplicação volumétrica (λ
v
) deve ser superior a
100 g DBO
5
/m
3
*d. No presente trabalho as duas
fases apresentaram em média taxas de
aplicação volumétrica de 38 e 60 g DBO
5
/m
3
*d,
respectivamente.
Durante as duas fases do
monitoramento, a análise dos resultados
permitiu verificar o excelente desempenho na
remoção de material orgânico. O sistema
apresentou eficiências de remoção de DBO
5,20
,
de 90,5% na 1ª fase e 88,8% na 2
a
. Tais
resultados se enquadram aos previstos no
projeto (70-90%) e o efluente final atendeu os
valores exigidos pelo Decreto 8468/76.
Os resultados obtidos quanto à relação
DQO/DBO demonstraram também a ótima
eficiência do sistema na remoção da matéria
orgânica, uma vez que, nas duas fases, a
relação encontrada no esgoto bruto foi de 2/1 e
no efluente final foi observada relação de 5/1
(1
a
fase) e 6/1 (2
a
fase).
A eficiência de remoção de nutrientes
apresentou-se dentro dos parâmetros de
projeto, tanto para os compostos nitrogenados
(30 a 50%), quanto para o fósforo (20 a 60%).
Durante a 1ª fase do projeto foi constatada uma
eficiência média de remoção de fósforo de
46,7%, ou seja, a concentração de fósforo do
esgoto bruto passou de 5,8 mgP/L para 3,5
mgP/L no efluente final. A 2ª fase não
apresentou grandes variações nas
concentrações do esgoto bruto, do efluente da
lagoa anaeróbia e do efluente final. A
concentração média de fósforo no esgoto bruto
observada foi de 6,4 mg/L e no efluente final foi
3,7 mgP/L, representando uma eficiência média
de remoção de 47,6%. Foi verificada uma
remoção significativa de fósforo apenas em
algumas coletas devido a elevação do pH do
sistema. No efluente da lagoa anaeróbia as
concentrações médias encontradas na 1ª fase e
na 2ª fase foram 4,1 mgP/L e 3,7 mgP/L,
respectivamente.
Quanto ao nitrogênio, foram observadas
eficiências de remoção de 40,5% para NKT e
34,8% para nitrogênio amoniacal na 1ª fase e,
36,2% para NKT e 35,5% para nitrogênio
amoniacal na 2ª fase. As concentrações médias
de NKT e nitrogênio amoniacal,
respectivamente, do esgoto bruto (48,5mg/L;
26,9mg/L), do efluente da lagoa anaeróbia (28,0
mg/L; 17,8mg/L) e do efluente final (28,2mg/L;
17,5mg/L) da 1ª fase se mantiveram próximas
às verificadas na 2ª fase, com os seguintes
resultados: no esgoto bruto (55,2mg/L;
35,1mg/L), no efluente da lagoa anaeróbia
(39,4mg/L; 24,3mg/L) e no efluente final
(36,5mg/L; 22,6mg/L). Quanto à concentração
de nitrogênio amoniacal, em algumas fases do
monitoramento, o efluente final das duas fases
atendeu os valores exigidos pelo CONAMA
357/05.
Apesar dos altos resultados de remoção
de patógenos encontrados para coliformes
totais e fecais na 1ª fase (99,9% e 99,9%)
respectivamente, na 2ª fase (99,60% e 99,5%),
o efluente final não atendeu os valores exigidos
pelo decreto 8468/76 e CONAMA 357/05. Para
o perfeito enquadramento da legislação o
efluente final precisa passar por um processo
de desinfecção antes do lançamento no corpo
receptor.
Ao se comparar os resultados obtidos
nas duas fases do projeto, utilizando o modelo
proposto por SAQQAR e PESCOD na
determinação do volume de lodo gerado em
lagoas de estabilização (14 cm/ano na 1ª fase e
15cm/ano na 2ª fase), pode-se verificar que a
quantidade de resíduo gerado na ETA e
lançado na lagoa anaeróbia não alterou
consideravelmente o volume do material sólido
resultante das atividades biológicas dos
microrganismos (diferença entre as duas fases
de 1cm/ano). Após ensaios batimétricos
observou-se que tanto na 1ª quanto na 2ª fase
do projeto, a média da taxa de acumulação
anual de lodo se manteve próxima a 10,0 e 11,4
cm/ano, respectivamente.
Como visto anteriormente, até o presente
momento do monitoramento, o lançamento dos
resíduos gerados na ETA no sistema de lagoas
de estabilização do município de São Lourenço,
que utiliza sulfato de alumínio como coagulante,
não alterou de maneira significativa as
características físico-químicas e biológicas do
esgoto bruto e não interferiu nos processos
biológicos verificados neste tipo de tratamento,
mantendo o desempenho da estação dentro
dos valores estimados na fase de
dimensionamento.
9. CONSIDERAÇÕES FINAIS
Se houver interesse em dispor resíduos
gerados na ETA em ETE´s, independente do
tipo de coagulante ou tecnologia empregada na
ETE, que sejam realizados estudos das
características físico-químicas e bacteriológicas
(turbidez, Sólidos em suspensão, coliformes
totais e termotolerantes, pH, temperatura, etc.)
desse material.
Antes de se lançar resíduos de ETA em
estações de tratamento de esgoto, é preciso
que sejam verificadas as condições de
operação da ETE com possíveis intervenções,
para que após o lançamento, os resíduos da
ETA não interfiram nos processos de
tratamento de esgoto, alterando a qualidade do
efluente final.
É importante ressaltar que os sistemas
de lagoas de estabilização apesar de não
exigirem mecanismos sofisticados e
dispendiosos para sua manutenção, necessitam
atenção especial quanto à remoção de material
grosseiro no gradeamento e limpeza dos
resíduos nas caixas de areia.
Sejam efetuados, após receber os
resíduos da ETA, levantamentos de custos e
avaliações do lodo gerado na ETE, verificando
as vantagens e desvantagens da disposição
final desse material, com possibilidades de
aplicação na agricultura.
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Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(1
a
Fase).
Data
Pontos
123
pH 12 7 7
Temp. ar (o C) 17 17 19
Temp. água (o C) 18 18 19
DBO5d (mg/L) 235 94 57
DBO5d filtrada(mg/L) 121 42 56
DQO (mg/L) 617 172 132
DQO filtrada(mg/L) 253 162 120
NitrogênioTotal Kjedhal nd nd nd
Nitrogênio Amoniac. nd nd nd
Fósforo Total nd nd nd
Ortofosfato nd nd nd
ST (mg/L) nd nd nd
SF (mg/L) nd nd nd
SV (mg/L) nd nd nd
SST (mg/L) nd nd nd
SSF (mg/L) nd nd nd
SSV (mg/L) nd nd nd
Sólidos sedimentáveis nd nd nd
Ctotais 3,00E+08 1,10E+05 5,00E+05
Ctermotolerantes 5,30E+06 1,10E+05 2,20E+05
16/8/2004
Data
Pontos
123
pH 7 7 7
Temp. ar (o C) 19 19 19
Temp. água (o C) 17 17 17
DBO5d (mg/L) 251 75 54
DBO5d filtrada(mg/L) 144 58 47
DQO (mg/L) 516 331 227
DQO filtrada(mg/L) 317 289 238
NitrogênioTotal Kjedhal nd nd nd
Nitrogênio Amoniac. nd nd nd
Fósforo Total nd nd nd
Ortofosfato nd nd nd
ST (mg/L) 540 508 311
SF (mg/L) 248 256 115
SV (mg/L) 292 252 196
SST (mg/L) 172 127 36
SSF (mg/L) 31 17 4
SSV (mg/L) 141 110 32
Sólidos sedimentáveis nd nd nd
Ctotais 3,00E+08 1,30E+06 2,20E+05
Ctermotolerantes 8,00E+06 2,30E+05 2,20E+05
30/8/2004
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(1
a
Fase).
Data
Pontos
12 3
pH nd 7 7
Temp. ar (o C) nd 22 22
Temp. água (o C) nd 20 20
DBO5d (mg/L) nd 68 44
DBO5d filtrada(mg/L) nd 52 40
DQO (mg/L) nd 221 131
DQO filtrada(mg/L) nd 121 120
NitrogênioTotal Kjedhal nd 18,2 21,3
Nitrogênio Amoniac. nd 13,9 7,4
Fósforo Total nd 6,88 8,08
Ortofosfato nd 4,68 3,5
ST (mg/L) nd 298 331
SF (mg/L) nd 163 183
SV (mg/L) nd 135 148
SST (mg/L) nd 20 64
SSF (mg/L) nd 2 6
SSV (mg/L) nd 18 58
Sólidos sedimentáveis nd nd nd
Ctotais nd 5,00E+04 1,10E+04
Ctermotolerantes nd 2,30E+04 9,00E+03
13/9/2004
Data
Pontos
123
pH 6 7,5 7
Temp. ar (o C) 21 20 22
Temp. água (o C) 21 21 21
DBO5d (mg/L) 452 47 29
DBO5d filtrada(mg/L) nd nd 21
DQO (mg/L) 1000 222 141
DQO filtrada(mg/L) ndnd60
NitrogênioTotal Kjedhal 42,1 32 28,8
Nitrogênio Amoniac. 32,7 22,7 21,9
Fósforo Total 10 4 3,2
Ortofosfato 6,1 3,5 2,8
ST (mg/L) 1221 293 304
SF (mg/L) 538 176 184
SV (mg/L) 683 117 154
SST (mg/L) 246 88 84
SSF (mg/L) 84 65 67
SSV (mg/L) 162 23 23
Sólidos sedimentáveis nd nd nd
Ctotais 3,00E+07 1,70E+06 1,30E+03
Ctermotolerantes 2,30E+06 8,00E+04 1,10E+03
27/9/2004
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(1
a
Fase).
Data
Pontos
123
pH 5,5 6 6,5
Temp. ar (o C) 24 24 23
Temp. água (o C) 23 23 23
DBO5d (mg/L) 180 79 60
DBO5d filtrada(mg/L) nd nd 20
DQO (mg/L) 325 165 79
DQO filtrada(mg/L) nd nd 67
NitrogênioTotal Kjedhal 29,4 23,1 20,3
Nitrogênio Amoniac. 25 17,4 20,7
Fósforo Total 9 7,6 5,5
Ortofosfato 3,39 2,98 2,7
ST (mg/L) 418 366 371
SF (mg/L) 201 181 206
SV (mg/L) 217 185 165
SST (mg/L) 195 67 122
SSF (mg/L) 114 32 33
SSV (mg/L) 81 35 89
Sólidos sedimentáveis < 0,1 1,5 < 0,1
Ctotais 1,40E+07 1,80E+05 1,70E+04
Ctermotolerantes 1,10E+06 2,80E+04 2,30E+03
18/10/2004
Data
Pontos
123
pH 6 6,5 6
Temp. ar (o C) 22 22 22
Temp. água (o C) 21 21 21
DBO5d (mg/L) 570 22 19
DBO5d filtrada(mg/L) nd nd nd
DQO (mg/L) 881 116 57
DQO filtrada(mg/L) 345 96 38
NitrogênioTotal Kjedhal 32 27,2 24,7
Nitrogênio Amoniac. 28,5 23,1 20
Fósforo Total 8 5,6 4
Ortofosfato 3,75 1,3 1,4
ST (mg/L) 1016 240 233
SF (mg/L) 455 143 147
SV (mg/L) 561 97 86
SST (mg/L) 165 42 42
SSF (mg/L) 56 2 4
SSV (mg/L) 109 40 38
Sólidos sedimentáveis nd nd nd
Ctotais 2,60E+07 3,00E+04 2,60E+03
Ctermotolerantes 2,00E+06 1,80E+04 1,40E+03
2/3/2005
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(1
a
Fase).
Data
Pontos
123
pH 6 6,5 8,5
Temp. ar (o C) 23 23 23
Temp. água (o C) 23 23 23
DBO5d (mg/L) 301 117 26
DBO5d filtrada(mg/L) 148 18 9
DQO (mg/L) 346 192 134
DQO filtrada(mg/L) 288 96 38
NitrogênioTotal Kjedhal 39,9 24,1 17,2
Nitrogênio Amoniac. 30 15 13,7
Fósforo Total 2,65 2,35 1,8
Ortofosfato 2,05 1,5 0,5
ST (mg/L) 667 225 316
SF (mg/L) 317 144 153
SV (mg/L) 350 81 163
SST (mg/L) 320 40 114
SSF (mg/L) 234 1 1
SSV (mg/L) 86 39 113
Sólidos sedimentáveis nd nd nd
Ctotais 1,60E+07 3,10E+04 2,30E+04
Ctermotolerantes 1,10E+07 2,50E+04 1,80E+03
7/3/2005
Data
Pontos
123
pH 6 7,5 8,5
Temp. ar (o C) 24 24 24
Temp. água (o C) 24 26 26
DBO5d (mg/L) 279 22 14
DBO5d filtrada(mg/L) 186 12 12
DQO (mg/L) 654 218 182
DQO filtrada(mg/L) 327 145 90
NitrogênioTotal Kjedhal 70,7 52 35
Nitrogênio Amoniac. 37,2 33 31
Fósforo Total 5 2 2,2
Ortofosfato 4,85 1,2 1,5
ST (mg/L) 547 261 368
SF (mg/L) 253 141 245
SV (mg/L) 294 120 123
SST (mg/L) 168 70 66
SSF (mg/L) 44 0 2
SSV (mg/L) 124 70 64
Sólidos sedimentáveis 2,5 < 0,1 < 0,1
Ctotais 3,00E+07 1,70E+04 1,30E+04
Ctermotolerantes 1,30E+07 8,00E+03 1,30E+03
14/3/2005
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(1
a
Fase).
Data
Pontos
123
pH 7 7 10
Temp. ar (o C) 26 26 26
Temp. água (o C) 23 24 25
DBO5d (mg/L) 225 17 15
DBO5d filtrada(mg/L) 150 8 7
DQO (mg/L) 739 259 222
DQO filtrada(mg/L) 79 52 36
NitrogênioTotal Kjedhal 25,5 14 10
Nitrogênio Amoniac. 14,8 9 8
Fósforo Total 6,2 5,5 3,5
Ortofosfato 5,4 2,9 5,4
ST (mg/L) 547 270 431
SF (mg/L) 244 120 182
SV (mg/L) 303 150 249
SST (mg/L) 158 69 69
SSF (mg/L) 30 2 6
SSV (mg/L) 128 67 63
Sólidos sedimentáveis 2 < 0,1 < 0,1
Ctotais nd nd nd
Ctermotolerantes nd nd nd
21/3/2005
Data
Pontos
123
pH 5,5 6 6,5
Temp. ar (o C) 20 20 20
Temp. água (o C) 22 22 24
DBO5d (mg/L) 225 20 18
DBO5d filtrada(mg/L) 123 14 12
DQO (mg/L) 500 100 40
DQO filtrada(mg/L) 176 36 32
NitrogênioTotal Kjedhal 56,4 32 38
Nitrogênio Amoniac. 28,6 22 18
Fósforo Total 4 2,3 1,9
Ortofosfato nd 3,3 2
ST (mg/L) 709 300 316
SF (mg/L) 320 146 136
SV (mg/L) 389 154 180
SST (mg/L) 266 81 103
SSF (mg/L) 58 8 5
SSV (mg/L) 208 73 98
Sólidos sedimentáveis 2,75 < 0,1 < 0,1
Ctotais 3,00E+07 8,00E+04 7,00E+04
Ctermotolerantes 1,70E+07 3,00E+04 1,70E+04
28/3/2005
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(1
a
Fase).
Data
Pontos
123
pH 6 7 7,5
Temp. ar (o C) 22 22 22
Temp. água (o C) 23 25 25
DBO5d (mg/L) 235 33 16
DBO5d filtrada(mg/L) 173 12 7
DQO (mg/L) 335 138 118
DQO filtrada(mg/L) 216 79 39
NitrogênioTotal Kjedhal 70,7 42 45
Nitrogênio Amoniac. 26,432 20 16
Fósforo Total 3 2 2
Ortofosfato nd 1,5 1,55
ST (mg/L) 393 274 274
SF (mg/L) 224 201 149
SV (mg/L) 169 73 126
SST (mg/L) 106 82 83
SSF (mg/L) 34 7 14
SSV (mg/L) 72 75 69
Sólidos sedimentáveis 1 < 0,1 < 0,1
Ctotais nd nd nd
Ctermotolerantes nd nd nd
6/4/2005
Data
Pontos
123
pH 6 8,5 9
Temp. ar (o C) 23 23 23
Temp. água (o C) 23 25 26
DBO5d (mg/L) 225 12 9
DBO5d filtrada(mg/L) 111 13 7
DQO (mg/L) 577 173 135
DQO filtrada(mg/L) 231 nd nd
NitrogênioTotal Kjedhal 53,2 26 32
Nitrogênio Amoniac. 29,12 14 19
Fósforo Total 4 3 3
Ortofosfato 3 1,2 1,2
ST (mg/L) 613 270 286
SF (mg/L) 329 174 158
SV (mg/L) 284 96 128
SST (mg/L) 170 67 91
SSF (mg/L) 63 10 27
SSV (mg/L) 107 57 64
Sólidos sedimentáveis 8 < 0,1 < 0,1
Ctotais 5,00E+07 2,30E+04 5,00E+02
Ctermotolerantes 1,10E+07 5,00E+03 3,00E+02
11/4/2005
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(2
a
Fase).
Data
Pontos
123
pH 6 7 6,5
Temp. ar (o C) 23 23 23
Temp. água (o C) 24 24 23
DBO5d (mg/L) 258 51 23
DBO5d filtrada(mg/L) 147 3 5
DQO (mg/L) 369 129 111
DQO filtrada(mg/L) 166 92 74
NitrogênioTotal Kjedhal 42 33,5 25,2
Nitrogênio Amoniac. 39,8 29,2 23,4
Fósforo Total 7 2 nd
Ortofosfato 4,3 2 2
ST (mg/L) 508 369 319
SF (mg/L) 280 221 178
SV (mg/L) 228 148 141
SST (mg/L) 168 72 56
SSF (mg/L) 61 16 5
SSV (mg/L) 107 56 51
Sólidos sedimentáveis 3,5 <0,1 <0,1
Ctotais 8,00E+07 1,10E+06 2,30E+04
Ctermotolerantes 8,00E+06 5,00E+04 1,30E+04
25/4/2005
Data
Pontos
123
pH 6,5 7 7
Temp. ar (o C) 19 19 19
Temp. água (o C) 22 21 20
DBO5d (mg/L) 301 28 27
DBO5d filtrada(mg/L) 145 8 6
DQO (mg/L) 607 257 202
DQO filtrada(mg/L) 165 129 122
NitrogênioTotal Kjedhal 58,8 51,3 42,7
Nitrogênio Amoniac. 40,9 31,1 29,7
Fósforo Total nd nd nd
Ortofosfato 4,5 4,1 4
ST (mg/L) 671 152 383
SF (mg/L) 405 53 206
SV (mg/L) 266 99 177
SST (mg/L) 280 70 82
SSF (mg/L) 113 11 11
SSV (mg/L) 167 59 71
Sólidos sedimentáveis 4,5 <0,1 <0,1
Ctotais 2,20E+07 1,30E+06 3,00E+04
Ctermotolerantes 1,10E+07 2,20E+05 2,30E+04
2/5/2005
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(2
a
Fase).
Data
Pontos
123
pH 6,5 7,5 7,5
Temp. ar (o C) 21 21 21
Temp. água (o C) 20 20 19
DBO5d (mg/L) 284 39 30
DBO5d filtrada(mg/L) 113 8 8
DQO (mg/L) 811 660 528
DQO filtrada(mg/L) 528 189 170
NitrogênioTotal Kjedhal 113,4 70 81,2
Nitrogênio Amoniac. 35,8 27,2 23,9
Fósforo Total 9 7 6,8
Ortofosfato 4 2 2,3
ST (mg/L) 634 394 376
SF (mg/L) 404 224 240
SV (mg/L) 230 170 136
SST (mg/L) 220 87 74
SSF (mg/L) 79 22 22
SSV (mg/L) 141 65 52
Sólidos sedimentáveis 6,5 <0,1 <0,1
Ctotais 1,30E+08 3,00E+05 2,80E+05
Ctermotolerantes 1,70E+07 1,40E+05 1,70E+04
9/5/2005
Data
Pontos
123
pH 6,5 8 7,5
Temp. ar (o C) 21 21 21
Temp. água (o C) 20 20 20
DBO5d (mg/L) 374 35 34
DBO5d filtrada(mg/L) 70 10 8
DQO (mg/L) 820 117 98
DQO filtrada(mg/L) 469 55 39
NitrogênioTotal Kjedhal 42 35,7 28,8
Nitrogênio Amoniac. 29,5 24,7 21,1
Fósforo Total 8,2 2,7 3,4
Ortofosfato 6 1,1 1,2
ST (mg/L) 1114 397 411
SF (mg/L) 538 62 96
SV (mg/L) 576 335 315
SST (mg/L) 621 79 79
SSF (mg/L) 253 7 10
SSV (mg/L) 368 71 69
Sólidos sedimentáveis 15 <0,1 <0,1
Ctotais 8,00E+07 1,40E+05 5,00E+04
Ctermotolerantes 1,10E+07 1,30E+05 5,00E+04
16/5/2005
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(2
a
Fase).
Data
Pontos
123
pH 6 7 7,5
Temp. ar (o C) 22 22 22
Temp. água (o C) 20 19 19
DBO5d (mg/L) 189 42 35
DBO5d filtrada(mg/L) 108 9 7
DQO (mg/L) 378 140 101
DQO filtrada(mg/L) 189 47 34
NitrogênioTotal Kjedhal 39,2 15,4 14
Nitrogênio Amoniac. 15,7 9,2 8,4
Fósforo Total 6 4 3,5
Ortofosfato 4 2 2
ST (mg/L) 421 303 308
SF (mg/L) 245 164 166
SV (mg/L) 176 139 142
SST (mg/L) 79 56 64
SSF (mg/L) 27 11 9
SSV (mg/L) 52 45 55
Sólidos sedimentáveis 1,5 <0,1 <0,1
Ctotais 8,00E+07 1,70E+06 7,00E+05
Ctermotolerantes 3,00E+07 8,00E+04 3,00E+04
30/5/2005
Data
Pontos
123
pH 6 6,5 7
Temp. ar (o C) 21 21 21
Temp. água (o C) 19 20 20
DBO5d (mg/L) 259 49 35
DBO5d filtrada(mg/L) 177 13 12
DQO (mg/L) 350 122 91
DQO filtrada(mg/L) 175 34 27
NitrogênioTotal Kjedhal 67,2 42,6 44,5
Nitrogênio Amoniac. 29,6 19,5 20,3
Fósforo Total 6 3,8 3,5
Ortofosfato 4,2 2,4 2
ST (mg/L) 618 339 338
SF (mg/L) 304 155 165
SV (mg/L) 314 184 173
SST (mg/L) 178 90 83
SSF (mg/L) 74 8 7
SSV (mg/L) 104 82 76
Sólidos sedimentáveis 2,5 <0,1 <0,1
Ctotais 2,30E+07 2,60E+05 2,20E+05
Ctermotolerantes 1,30E+07 2,60E+05 2,20E+05
13/6/2005
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(2
a
Fase).
Data
Pontos
123
pH 7 6,5 6,5
Temp. ar (o C) 17 17 17
Temp. água (o C) 19 18 18
DBO5d (mg/L) 361 71 38
DBO5d filtrada(mg/L) 102 11 7
DQO (mg/L) 496 184 148
DQO filtrada(mg/L) 224 84 52
NitrogênioTotal Kjedhal 36,4 20,2 15,1
Nitrogênio Amoniac. 28 15,7 14
Fósforo Total 4,1 2,3 2,3
Ortofosfato 3,4 2 1,9
ST (mg/L) 519 345 328
SF (mg/L) 249 185 178
SV (mg/L) 270 160 150
SST (mg/L) 136 87 77
SSF (mg/L) 31 9 12
SSV (mg/L) 104 78 65
Sólidos sedimentáveis 2 <0,1 <0,1
Ctotais 1,70E+07 7,00E+05 2,80E+05
Ctermotolerantes 5,00E+06 3,00E+05 8,00E+04
27/6/2005
Data
Pontos
123
pH 7 6,5 6,5
Temp. ar (o C) 17 17 17
Temp. água (o C) 19 18 18
DBO5d (mg/L) 301 50 38
DBO5d filtrada(mg/L) 179 10 9
DQO (mg/L) 414 128 95
DQO filtrada(mg/L) 215 38 32
NitrogênioTotal Kjedhal 61,6 52,4 50,6
Nitrogênio Amoniac. 51,5 44,8 42,6
Fósforo Total 5,8 3,4 2,7
Ortofosfato 4,6 2,5 2,2
ST (mg/L) 665 347 331
SF (mg/L) 284 173 170
SV (mg/L) 381 174 161
SST (mg/L) 226 84 91
SSF (mg/L) 51 10 8
SSV (mg/L) 174 74 83
Sólidos sedimentáveis 2 <0,1 <0,1
Ctotais 1,70E+07 2,40E+05 1,10E+05
Ctermotolerantes 8,00E+06 8,00E+04 8,00E+04
4/7/2005
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(2
a
Fase).
Data
Pontos
123
pH 7 6,5 6,5
Temp. ar (o C) 16 16 16
Temp. água (o C) 17 16 16
DBO5d (mg/L) 331 48 38
DBO5d filtrada(mg/L) 193 11 11
DQO (mg/L) 450 133 129
DQO filtrada(mg/L) 155 34 23
NitrogênioTotal Kjedhal 53,8 42,5 37,7
Nitrogênio Amoniac. 41,4 33,5 29,7
Fósforo Total 5,5 2,9 2,7
Ortofosfato 4,3 2,2 2,1
ST (mg/L) nd nd nd
SF (mg/L) nd nd nd
SV (mg/L) nd nd nd
SST (mg/L) 198 100 115
SSF (mg/L) 44 32 43
SSV (mg/L) 154 68 72
Sólidos sedimentáveis 3 <0,1 <0,1
Ctotais 3,00E+07 3,00E+05 1,70E+05
Ctermotolerantes 1,30E+07 1,30E+05 1,70E+04
11/7/2005
Data
Pontos
123
pH 6,5 7 6,5
Temp. ar (o C) 15 15 15
Temp. água (o C) 19 18 18
DBO5d (mg/L) 340 58 28
DBO5d filtrada(mg/L) 138 18 9
DQO (mg/L) 475 336 180
DQO filtrada(mg/L) 204 80 56
NitrogênioTotal Kjedhal 52,4 41,7 36,8
Nitrogênio Amoniac. 40,2 14 12,9
Fósforo Total 5,8 3,2 2,8
Ortofosfato 4,7 2,3 2
ST (mg/L) nd nd nd
SF (mg/L) nd nd nd
SV (mg/L) nd nd nd
SST (mg/L) 200 140 78
SSF (mg/L) 43 14 1
SSV (mg/L) 157 126 77
Sólidos sedimentáveis 4 <0,1 <0,1
Ctotais 5,00E+07 3,00E+05 2,30E+05
Ctermotolerantes 1,30E+07 1,30E+05 5,00E+04
18/7/2005
Caracterização das amostras do esgoto bruto e
do efluente das lagoas anaeróbia e facultativa
(2
a
Fase).
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