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UNIVERSIDADE FEDERAL DE CAMPINA GRANDE
CENTRO DE CIÊNCIAS E TECNOLOGIA
CURSO DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL E
AMBIENTAL
CAMPUS I - CAMPINA GRANDE
AVALIAÇÃO DAS CONCENTRAÇÕES DE NUTRIENTES (N E P) NO
MÓDULO II DA ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ESGOTOS DE
MANGABEIRA NA GRANDE JOÃO PESSOA-PB
LUCIANO ANDRÉ DE FREITAS
CAMPINA GRANDE - PB
MARÇO - 2006
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AVALIAÇÃO DAS CONCENTRAÇÕES DE NUTRIENTES (N E P) NO
MÓDULO II DA ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ESGOTOS DE
MANGABEIRA NA GRANDE JOÃO PESSOA-PB
LUCIANO ANDRÉ DE FREITAS
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LUCIANO ANDRÉ DE FREITAS
AVALIAÇÃO DAS CONCENTRAÇÕES DE NUTRIENTES (N E P) NO
MÓDULO II DA ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ESGOTOS DE
MANGABEIRA NA GRANDE JOÃO PESSOA-PB
Dissertação apresentada ao Curso de Mestrado
em Engenharia Civil da Universidade Federal de
Campina Grande – UFCG, em cumprimento às
exigências para obtenção do grau de Mestre.
Área de concentração: Recursos Hídricos
Sub-área: Engenharia Sanitária e Ambiental
Orientadores: Prof. Dr. Rui de Oliveira
Prof. Dra. Mônica de Amorim Coura
CAMPINA GRANDE - PB
MARÇO - 2006
AVALIAÇÃO DAS CONCENTRAÇÕES DE NUTRIENTES (N E P) NO
MÓDULO II DA ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ESGOTOS DE
MANGABEIRA NA GRANDE JOÃO PESSOA-PB
COMISSÃO EXAMINADORA
CAMPINA GRANDE - PB
MARÇO - 2006
A
Meus pais
Luiz de Freitas e Maria José Costa Freitas
Companheiros que me deram forças para
superar todas as dificuldades encontradas ao
longo de minha jornada.
AGRADECIMENTOS
A Deus, primeiramente, que atendeu a todos os meus pedidos e me ensinou a
conduzir este trabalho de forma responsável e honesta;
Aos meus pais, que sempre me incentivaram e me apoiaram ao longo desta
jornada; e ao meu irmão, pela amizade e disponibilidade técnica;
Aos meus orientadores Dr. Rui de Oliveira e Dra. Mônica de Amorim Coura, pela
orientação, cumplicidade e incentivos neste trabalho;
Ao amigo Simão Almeida, pela imensa ajuda e compreensão;
Aos companheiros de estudo e trabalho João, Manuela e Kleber;
Aos professores Adrianus e Paula pelo espaço cedido nas horas necessárias;
Aos professores da área de Engenharia Sanitária e ambiental – AESA – da UFCG,
pelos ensinamentos dispensados;
As funcionárias Walmaria e Nélia pela disponibilidade e apoio laboratorial;
A Companhia de Água e Esgotos da Paraíba – CAGEPA;
A Dr. Rubens, Dra. Tânia Maia e Carolina Arruda, pela disponibilidade e atenção
dispensada para o desenvolvimento desse trabalho;
A Laís, pela assistência prestada no laboratório de monitoramento de efluentes
da CAGEPA;
A professora Dra. Celeide Sabino pelo apoio na estatística desenvolvida neste
trabalho;
Aos operadores e funcionários da CAGEPA, Soraia, Severino, Dilermano, Antônio,
Cleonice, Maribel e Manacés;
Ao CNPq pela concessão da bolsa de pós-graduação;
Enfim, a todos que contribuíram de forma direta ou indireta para elaboração
deste trabalho.
FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA CENTRAL DA UFCG
F866a Freitas, Luciano André de
2006 Avaliação das concentrações de nutrientes (N e P) no Módulo II da estação de
tratamento de esgotos de Mangabeira na Grande João Pessoa-PB/ Luciano
André de Freitas.- Campina Grande, 2006.
95f. il.
Referências.
Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Universidade Federal de
Campina Grande, Centro de Ciências e Tecnologia.
Orientadores: Prof. Rui de Oliveira, Ph.D. e Profa. Mônica de Amorim Coura,
Dra.
1– Lagoas de estabilização 2– Nitrogênio 3– Fósforo I - Título
CDU 628.357.1
Lista de ilustrações
vii
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 3.1 - Ciclo do nitrogênio................................................................................................ 13
Figura 3.2 - Ciclo do fósforo..................................................................................................... 17
Figura 3.3 - Mutualismo entre o Fitoplâncton e bactérias em lagoas facultativas e de matura-
ção........................................................................................................................ 21
Figura 3.4 - Transformações cíclicas do nitrogênio.................................................................. 25
Figura 3.5 - Transformações cíclicas do fósforo....................................................................... 26
Figura 4.1 - Representação da ETE de Mangabeira, destacando o Módulo II.......................... 35
Figura 4.2 - Representação do esgotamento sanitário da grande João Pessoa.......................... 35
Figura 4.3 - Tratamento preliminar destacando-se o gradeamento em primeiro plano............ 37
Figura 4.4 - Vista geral das lagoas que compõem o Módulo II da ETE de Mangabeira.......... 37
Figura 4.5 - Caixa de distribuição de esgotos........................................................................... 38
Figura 4.6 - Tubo de descarga do afluente na primeira lagoa anaeróbia.................................. 39
Figura 4.7 - Canal de passagem C
1
...........................................................................................
39
Figura 4.8 - Canal de passagem C
2
...........................................................................................
40
Figura 4.9 - Vertedor de saída (EF) do Módulo II.................................................................... 40
Figura 4.10 - Rio Cuiá a jusante do lançamento do efluente da ETE de Mangabeira.............. 41
Figura 5.1 - Variação da vazão média diária afluente ao Módulo II da ETE de Mangabeira,
João Pessoa - PB, no período compreendido entre 20 de Julho e 20 de Setembro
de 2005.................................................................................................................48
Figura 5.2 - Variação temporal dos valores de pH obtidos na monitoração do esgoto bruto e
dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa -
PB, no período entre Março e Novembro de 2005...............................................51
Figura 5.2a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método do GT-2) do pH no esgoto
bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF....................................................................... 51
Figura 5.3 - Variação temporal das medidas de temperatura obtidas na monitoração do esgoto
bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pes-
soa - PB, no período entre Março e Novembro de 2005....................................... 52
Figura 5.4 - Variação temporal das concentrações de oxigênio dissolvido medidas na monito-
ração do efluente do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa - PB, no pe-
ríodo entre Março e Novembro de 2005...............................................................54
Figura 5.5 - Variação temporal das concentrações de clorofila “a” obtidas na monitoração dos
efluentes A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa - PB, no pe-
ríodo entre Março e Novembro de 2005............................................................... 54
Lista de ilustrações
viii
Figura 5.6 - Variação de DBO
5
na monitoração do esgoto bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do
Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa - PB, no período entre Março e
Novembro de 2005................................................................................................ 55
Figura 5.6a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método GT-2) de DBO
5
no esgoto
bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF....................................................................... 56
Figura 5.7 - Variação de DQO na monitoração do esgoto bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do
Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa - PB, no período entre Março e
Novembro de 2005................................................................................................ 57
Figura 5.7a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método GT-2) de DQO
no esgoto
bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF...................................................................... 57
Figura 5.8 - Variação das concentrações de NTK obtidas na monitoração do esgoto bruto e
dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa -
PB, no período entre Março e Novembro de 2005.............................................. 59
Figura 5.8a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método GT-2) de NTK no esgoto
bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF...................................................................... 60
Figura 5.8b - Remoção média mensal e remoção média global de NTK no Módulo II da ETE
de Mangabeira..................................................................................................... 60
Figura 5.9 - Variação das concentrações de N-NH
3
obtidas na monitoração do esgoto bruto e
dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa -
PB, no período entre Março e Novembro de 2005............................................... 62
Figura 5.9a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método GT-2) de N-NH
3
no esgoto
bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF....................................................................... 62
Figura 5.9b - Remoção média mensal e remoção média global de N-NH
3
no Módulo II da
ETE de Mangabeira........................................................................................... 63
Figura 5.10 - Variação das concentrações de fósforo total obtidas na monitoração do esgoto
bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João
Pessoa - PB, no período entre Março e Novembro de 2005............................... 64
Figura 5.10a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método GT-2) do fósforo total no
esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF.......................................................... 65
Figura 5.10b - Remoção média mensal e remoção média global de fósforo total no Módulo II
da ETE de Mangabeira...................................................................................... 65
Figura 5.11 - Variação das concentrações de ortofosfato solúvel obtidas na monitoração do
esgoto bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira,
João Pessoa - PB, no período entre Março e Novembro de 2005...................... 67
Figura 5.11a - Remoção média mensal e remoção média global de ortofosfato solúvel no Mó-
dulo II da ETE de Mangabeira.......................................................................... 67
Figura 5.12 - Variação do valor do pH ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e nos efluentes
A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05
(1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil).......................................................................... 78
Figura 5.13 - Variação da medida de temperatura ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e
nos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-
PB, em 7/9/05 (1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil).................................................. 78
Lista de ilustrações
ix
Figura 5.14 - Variação da concentração de OD ao longo do ciclo diário no efluente EF do
Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05 (1° perfil) e
19/10/05 (2° perfil)............................................................................................ 78
Figura 5.15 - Variação da concentração de clorofila “a” ao longo do ciclo diário nos efluentes
A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05 (1°
perfil) e 19/10/05 (2° perfil)............................................................................... 79
Figura 5.16 - Variação da DBO
5
ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e nos efluentes A
1
,
A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05 (1°
perfil) e 19/10/05 (2° perfil)............................................................................... 79
Figura 5.17 - Variação da DQO ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e nos efluentes A
1
,
A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05 (1°
perfil) e 19/10/05 (2° perfil)............................................................................... 79
Figura 5.18 - Variação da concentração de NTK ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e
nos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-
PB, em 7/9/05 (1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil)................................................ 80
Figura 5.19 - Variação da concentração de N-NH
3
ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e
nos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-
PB, em 7/9/05 (1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil)................................................. 80
Figura 5.20 - Variação da concentração de fósforo total ao longo do ciclo diário no esgoto
bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João
Pessoa-PB, em 7/9/05 (1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil).................................... 80
Figura 5.21 - Variação da concentração de ortofosfato solúvel ao longo do ciclo diário no es-
goto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira,
João Pessoa-PB, em 7/9/05 (1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil)............................ 81
Lista de tabelas
x
LISTA DE TABELAS
Tabela 3.1 - Contribuição per capita diária de nitrogênio amoniacal e nitrato de uma residên-
cia........................................................................................................................... 6
Tabela 3.2 - Classificação das águas residuárias em relação às concentrações dos nutrientes
nitrogênio e fósforo............................................................................................... 7
Tabela 3.3 - Concentração média e/ou variação da concentração de nutrientes (N e P), em
diversos efluentes.................................................................................................. 8
Tabela 3.4 - Concentrações de nutrientes (N e P) em efluentes de lagoas de estabilização.... 10
Tabela 3.5 - Variação da concentração de espécies nutrientes em esgotos domésticos em perí-
odos distintos........................................................................................................ 11
Tabela 4.1 - Características físicas do Módulo II da ETE de Mangabeira................................36
Tabela 4.1a - Características operacionais, de projeto, do Módulo II da ETE de Mangabei-
ra.......................................................................................................................... 36
Tabela 4.2 - Métodos utilizados na determinação das variáveis nitrogênio e fósforo monitora-
das........................................................................................................................ 43
Tabela 4.3 - Métodos utilizados na determinação das variáveis físico-químicas auxiliares mo-
nitoradas................................................................................................................ 43
Tabela 5.1 - Parâmetros estatísticos descritivos da vazão afluente medida no Módulo II da
ETE de Mangabeira e precipitação total diária no período de monitoração (20/07
a 20/09/2005)....................................................................................................... 47
Tabela 5.2 - Condições operacionais, reais, do Módulo II da ETE de Mangabeira................. 49
Tabela 5.3 - Análise estatística descritiva das variáveis físico-químicas auxiliares determina-
das no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF.................................................. 49
Tabela 5.4 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos dados de
pH........................................................................................................................ 50
Tabela 5.5 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos dados de
temperatura......................................................................................................... 53
Tabela 5.6 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos dados de Clo-
rofila “a”............................................................................................................... 53
Tabela 5.7 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos dados
DBO
5
....................................................................................................................55
Tabela 5.8 - Análise estatística descritiva das variáveis nitrogênio total kjeldahl (NTK) e a-
moniacal (N-NH
3
), fósforo total (P-T) e solúvel (O-S) determinadas no esgoto
bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF........................................................................ 58
Tabela 5.9 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos dados de
NTK.................................................................................................................... 59
Lista de tabelas
xi
Tabela 5.10 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos dados de
ortofosfato solúvel............................................................................................. 66
Tabela 5.11 - Cargas médias mensais e médias do período total de monitoração de NTK, N-
NH
3
, fósforo total e ortofosfato solúvel lançadas no rio Cuiá........................... 68
Tabela 5.12 - Matriz correlação das variáveis analisadas no esgoto bruto............................... 70
Tabela 5.13 - Matriz correlação das variáveis analisadas no efluente A
1
................................. 70
Tabela 5.14 - Matriz correlação das variáveis analisadas no efluente A
2
................................. 70
Tabela 5.15 - Matriz correlação das variáveis analisadas no efluente final do sistema............ 70
Tabela 5.16 - Medidas das variáveis obtidas no perfil no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e
EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7 de Setembro de
2005.....................................................................................................................76
Tabela 5.17 - Medidas das variáveis obtidas no perfil no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e
EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 19 de Outubro de
2005.................................................................................................................... 77
Tabela 6.1 - Comparação entre as eficiências de remoção de nutrientes entre o Módulo II da
ETE de Mangabeira e as ETEs de Campina Grande, Guarabira e Monteiro.......85
xii
RESUMO
Este trabalho teve por objetivo analisar as concentrações de nutrientes, nitrogênio e
fósforo, no Módulo II da Estação de Tratamento de Esgotos (ETE) de Mangabeira, João
Pessoa – PB (7°10”Sul; 34°49”Oeste). Esse Módulo foi, inicialmente, projetado para operar
com três reatores em série, sendo o primeiro uma lagoa aerada com mistura completa, seguida
por uma lagoa aerada facultativa e, por último, uma lagoa de maturação, mas, atualmente, é
formado por três lagoas em série, sendo duas anaeróbias e uma facultativa secundária. O
sistema, em escala real, conta com um tratamento preliminar constituído por grade e caixa de
areia. A calha parshall, com garganta de 23cm, situada a jusante do desarenador, foi projetada
para uma vazão máxima de 132,4L/s. No período de investigação a vazão média foi de
35,52L/s. Entre março e novembro de 2005, foram coletadas amostras do esgoto bruto (EB),
dos efluentes das lagoas anaeróbias 1 (A
1
) e 2 (A
2
) e do efluente da lagoa facultativa (EF),
semanalmente, entre 8 e 9h da manhã, para análise das variáveis pH, temperatura, OD,
clorofila “a”, DBO
5
, DQO e das espécies nutrientes, nitrogênio total kjeldahl (NTK) e
amoniacal (N-NH
3
), fósforo total (P-T) e ortofosfato solúvel (O-S). Além da monitoração de
rotina, as variáveis do afluente e dos efluentes do sistema foram determinadas em dois estudos
de variação no ciclo diário (perfis). Com base na vazão média diária, nas características
físicas dos reatores e na DBO
5
média afluente (264mg.L
-1
) ao sistema, foram determinados o
tempo de detenção hidráulica total de 28,41 dias e as cargas orgânicas superficial e
volumétrica na primeira lagoa anaeróbia de 2020,49kgDBO
5
/ha.d e 54,74gDBO
5
/m
3
.d,
respectivamente. A partir da monitoração do Módulo II da ETE de Mangabeira foi possível
demonstrar que as lagoas anaeróbias em série não apresentaram diferenças significativas em
relação às concentrações médias de nitrogênio e fósforo sendo descartado o uso desta
configuração na melhoria da remoção de nutrientes, sobretudo em escala real. Esse Módulo
removeu nitrogênio amoniacal (41%) e fósforo total (25%) de forma similar a outros sistemas
regionais (Campina Grande e Guarabira), que possuem aproximadamente a mesma
configuração. No entanto, o efluente final do sistema apresentou caráter eutrofizante bastante
pronunciado, ou seja, as concentrações de nutrientes foram superiores às estabelecidas pela
legislação para a descarga de efluentes em corpos receptores.
xiii
ABSTRACT
The aim of this work was to analyze the concentrations of both nitrogen and
phosphorus, in the Module II of the Sewage Treatment Plant of Mangabeira, in the City of
João Pessoa (7°10”South; 34°49”West), Paraiba state, northeast Brazil. The Module was
designed and, initially, operated with three reactors in series, being the first an aerated pond
with complete mixture, followed by a facultative aerated pond and a maturation pond, but,
nowadays, it is made up of three stabilization ponds in series, being two anaerobic and a
secondary facultative. The full scale system was provided with units for preliminary
treatment, a manually raked bar screen and a grit chamber. A parshall flume with a 23cm-
throat, situated over the grit chamber, was designed for a maximum flow-rate of 132.4L/s. In
the investigation period, mean flow-rate was 35.52L/s. Between March and November 2005
samples of raw sewage (EB) and effluents of anaerobic ponds 1 (A
1
) and 2 (A
2
) and of the
facultative pond (EF) were collected, weekly, between 8 and 9 a. m., for determining the
variables pH, temperature, dissolved oxygen, chlorophyll “a”, BOD
5
, COD and the nutrient
species, total kjeldahl nitrogen (NTK) and ammonia (N-NH
3
), total phosphorus (P-T) and
soluble orthophosphate (O-S). Besides the routine monitoring, the same variables were
determined in the influent and effluents of the system throughout two variation studies in the
daily cycle (profiles). Based on the daily mean flow-rate, the physical characteristics of the
reactors and the influent mean BOD
5
value (264mg/L), a total hydraulic retention time of
28.41 days and surface and volumetric organic loadings, in the first anaerobic pond, of
2020.49kgBOD
5
/ha.d and 54.74gBOD
5
/m
3
.d, respectively, were determined. Monitoring data
analysis showed that the operation of two anaerobic ponds in series did not introduce any
significant differences among mean concentrations of forms of nitrogen as well as forms of
phosphorus being not recommended the design of this configuration for the improvement of
nutrient removal, mainly in full scale plants. Module II removed nitrogen ammonia (41%) and
total phosphorus (25%) similarly to other regional treatment systems (Campina Grande and
Guarabira), whose configurations are nearly the same. The final effluent of the system was
characterized as being very eutrophic, i. e., mean concentrations of nutrients were greater than
the maxima permissible values established by the legislation for discharging the effluent into
receiving bodies.
SUMÁRIO
LISTA DE ILUSTRAÇÕES......................................................................................................vii
LISTA DE TABELAS................................................................................................................ x
RESUMO.................................................................................................................................. xii
ABSTRACT.............................................................................................................................xiii
CAPÍTULO 1 – INTRODUÇÃO............................................................................................. 1
CAPÍTULO 2 – OBJETIVOS.................................................................................................. 4
2.1 - Objetivo geral..................................................................................................................... 4
2.2 - Objetivos específicos.......................................................................................................... 4
CAPÍTULO 3 – REVISÃO DE LITERATURA.................................................................... 5
3.1 - Contribuição de nitrogênio e fósforo.................................................................................. 5
3.1.1 - Contribuições brutas............................................................................................... 5
3.1.1.1 - Nitrogênio................................................................................................ 5
3.1.1.2 - Fósforo.................................................................................................... 6
3.1.2 - Contribuições de efluentes diversos....................................................................... 7
3.1.3 - Contribuições de sistemas de lagoas de estabilização............................................ 9
3.1.4 - Variação cíclica de contribuições de nutrientes..................................................... 9
3.2 - Ciclo de espécies nutrientes (N e P) em ecossistemas aquáticos...................................... 12
3.2.1 - Ciclo do nitrogênio............................................................................................... 12
3.2.2 - Ciclo do fósforo.................................................................................................... 16
3.3 - Fatores que afetam a dinâmica das transformações de espécies de nutrientes em lagoas
de estabilização anaeróbias e facultativas....................................................................... 19
3.3.1 - A condição anaeróbia........................................................................................... 19
3.3.2 - A condição aeróbia............................................................................................... 20
3.3.3 - A comunidade microbiana.................................................................................... 21
3.3.4 - O pH...................................................................................................................... 22
3.4 - Transformações de nutrientes em sistemas biológicos aeróbios e anaeróbios................. 24
3.4.1 - Transformações cíclicas do nitrogênio................................................................. 24
3.4.2 - Transformações cíclicas do fósforo...................................................................... 24
3.5 - Mecanismos de remoção de nutrientes (N e P) em sistemas de lagoas de estabilização 26
3.5.1 - Remoção de nitrogênio......................................................................................... 26
3.5.1.1 - Volatilização da amônia........................................................................ 26
3.5.1.2 - Assimilação do nitrogênio amoniacal por microrganismos.................. 27
3.5.1.3 - Nitrificação e desnitrificação biológica................................................. 27
3.5.2 - Remoção de fósforo.............................................................................................. 28
3.5.2.1 - Sedimentação......................................................................................... 28
3.5.2.2 - Precipitação química............................................................................. 28
3.5.2.3 - Assimilação biológica de fósforo.......................................................... 30
3.6 - Eficiência de remoção de nutrientes em lagoas anaeróbias e facultativas....................... 31
3.6.1 - Remoção de nitrogênio......................................................................................... 31
3.6.2 - Remoção de fósforo.............................................................................................. 32
3.7 - Eficiência operacional de sistemas de lagoas na remoção de nutrientes.......................... 32
CAPÍTULO 4 − MATERIAIS E MÉTODOS...................................................................... 34
4.1 - Local e período do estudo................................................................................................. 34
4.2 - Descrição do sistema........................................................................................................ 34
4.2.1 - Histórico............................................................................................................... 34
4.2.2 - Características do sistema (Módulo II)................................................................. 36
4.3 - Alimentação do sistema.................................................................................................... 38
4.4 - Amostragem ..................................................................................................................... 41
4.5 - Análises realizadas e preservação das amostras............................................................... 42
4.6 - Descrição das análises...................................................................................................... 42
4.7 - Medição das vazões.......................................................................................................... 44
4.8 - Análise estatística............................................................................................................. 44
CAPÍTULO 5 − APRESENTAÇÃO E ANÁLISE DOS RESULTADOS..........................46
5.1 - Dados de vazão................................................................................................................. 46
5.2 - Análise estatística das variáveis físico-químicas auxiliares das amostras analisadas.......49
5.2.1 - pH......................................................................................................................... 50
5.2.2 - Temperatura.......................................................................................................... 52
5.2.3 - Oxigênio dissolvido.............................................................................................. 53
5.2.4 - Clorofila “a” ......................................................................................................... 53
5.2.5 - DBO
5
.....................................................................................................................
55
5.2.6 - DQO...................................................................................................................... 56
5.3 - Análise estatística das variáveis nitrogênio total kjeldahl (NTK) e amoniacal (N-NH
3
),
fósforo total (P-T) e ortofosfato solúvel (O-S) das amostras analisadas......................... 58
5.3.1 - Nitrogênio total kjeldahl (NTK)........................................................................... 58
5.3.2 - Nitrogênio amoniacal (N-NH
3
)............................................................................. 61
5.3.3 - Fósforo total (P-T)................................................................................................ 63
5.3.4 - Ortofosfato solúvel (O-S)..................................................................................... 66
5.4 - Estudo das matrizes de correlação.................................................................................... 68
5.5 - Monitoração (perfil) de 24 horas...................................................................................... 71
5.5.1 - pH..........................................................................................................................71
5.5.2 - Temperatura.......................................................................................................... 71
5.5.3 - Oxigênio dissolvido.............................................................................................. 72
5.5.4 - Clorofila “a” ......................................................................................................... 72
5.5.5 - DBO
5
.....................................................................................................................
72
5.5.6 – DQO..................................................................................................................... 73
5.5.7 - Nitrogênio total kjeldahl (NTK)............................................................................73
5.5.8 - Nitrogênio amoniacal (N-NH
3
)............................................................................. 74
5.5.9 - Fósforo total (P-T)................................................................................................ 74
5.5.10 - Ortofosfato solúvel (O-S)................................................................................... 75
CAPÍTULO 6 – DISCUSSÃO................................................................................................ 82
6.1 - Sobre a remoção de nutrientes no Módulo II da ETE de Mangabeira......,,,,,,.................. 82
6.2 - Comparação de remoção de nutrientes entre sistemas em série compostos por lagoas
anaeróbia e facultativa..................................................................................................... 85
6.3 - Sobre a configuração em série das lagoas anaeróbias na remoção de nutrientes............. 86
6.4 - Perspectivas.......................................................................................................................87
CAPÍTULO 7 – CONCLUSÕES E SUGESTÕES............................................................... 88
CAPÍTULO 8 – REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS...................................................... 90
Introdução 1
CAPÍTULO 1
INTRODUÇÃO
Efluentes oriundos de estações de tratamento podem conter constituintes indesejáveis
e/ou perigosos à biota de corpos aquáticos receptores; desta forma, critérios devem ser
estabelecidos com o objetivo de evitar a poluição ou contaminação destes corpos d’água. No
Brasil, o CONAMA (Conselho Nacional do Meio Ambiente) e suas secretarias são os órgãos
responsáveis por tal incumbência. A capacidade dos corpos aquáticos em suportar
determinadas cargas poluidoras vai depender de fatores bióticos e abióticos como
temperatura, profundidade e fluxo da água, penetração da luz, localização geográfica,
perifiton e crescimento de plantas superiores. Oswald & Romani (1976) relatam que efluentes
de lagoas de estabilização que contêm algas em concentrações entre 10 e 50 µg.L
-1
não
causam danos a organismos bentônicos e que no rio Napa, Califórnia, a alta vazão do mesmo
é um fator positivo na conservação dos teores de oxigênio dissolvido.
Os vários nutrientes que se encontram de forma assimilável (para os
microrganismos) nos efluentes de estações de tratamento de esgoto, principalmente nitrogênio
e fósforo, propiciam a síntese de matéria orgânica (material celular do fitoplâncton) nos
ecossistemas aquáticos que, além de promover pontos de supersaturação de oxigênio
dissolvido (NOVAK, 1976), serve de substrato para vários organismos heterotróficos. Por
outro lado, o excesso de nutrientes pode poluir ecossistemas aquáticos e afetar a concentração
de oxigênio dissolvido. Sykora & Shapiro (1976) afirmam que as baixas concentrações de
oxigênio dissolvido podem afetar a toxicidade de muitos materiais na água, como o chumbo,
por exemplo, e comprometer a biota aquática.
Quando o tratamento de águas residuárias não tem por finalidade um estágio
terciário, ou seja, até a remoção de nutrientes, o ciclo normal de reciclagem destes
constituintes, nos ecossistemas aquáticos, pode ser quebrado. Neste sentido, a excessiva
Introdução 2
estimulação da comunidade fitoplanctônica e plantas aquáticas, pela adição de nutrientes na
água, promovem a formação de um escudo que impede a penetração da luz e as trocas gasosas
entre o meio liquido e a atmosfera. Essas trocas gasosas, em ambientes aquáticos, são
extremamente importantes, pois, a falta de oxigênio compromete a respiração dos peixes e
outros organismos aquáticos, bem como promove o desenvolvimento de bactérias redutoras
de enxofre, que produzem gás sulfídrico (H
2
S). Este gás, ao entrar na corrente sanguínea de
peixes produz sulfohemoglobina, que asfixia os mesmos (ESTEVES & BARBOSA, 1986).
Nos corpos aquáticos ocorre naturalmente um processo em que há acumulo gradual
de nutrientes, biomassa orgânica e assoreamento do corpo pela sedimentação de detritos. Este
processo ocorre desde épocas bastante remotas quando desmatamentos e conseqüente
escoamento de nutrientes para lagos provocaram a eutrofização evidenciada pelo excesso de
plantas aquáticas. No entanto, a interferência do ser humano, lançando seus resíduos
orgânicos, causa desequilíbrio nos corpos d’água e acelera a eutrofização que naturalmente já
ocorre. Por conseguinte, ocorre a eutrofização cultural ou artificial que promove o aumento da
produtividade primária, principalmente através de microrganismos fotossintetizadores, como
algas e cianobactérias.
Esteves (1998) estabelece que corpos aquáticos eutróficos geram mais matéria
orgânica do que podem consumir ou decompor, estando, desta forma, em desequilíbrio,
comprometendo os múltiplos usos da água e causando morte de peixes e geração de odores
em toda a extensão do corpo aquático. Horne & Goldman (1994) afirmam que o grau de
eutrofização pode ser medido pela simples utilização de um disco (Disco de Secchi), que
mede a transparência da água. Para lagos muito eutróficos esta transparência é de apenas
alguns centímetros, enquanto que para os oligotróficos a transparência pode atingir 8 m.
Laws (1993) e Sawyer et al. (1994) citam as descargas de esgotos nos corpos
hídricos como a causa principal da eutrofização cultural. Sendo assim, o aumento da
população aumenta as descargas de esgotos coletados e tratados ou in natura nos corpos
hídricos e, conseqüentemente, a eutrofização, pois esgotos ricos em nutrientes promoverão a
eutrofização acelerada e o colapso em toda a extensão do lago. A Drenagem de solos
fertilizados, queda de partículas provenientes da poluição atmosférica e águas de chuva
também atuam como propagadoras desta poluição.
Desta forma a eutrofização é desagradável, haja vista a sua capacidade em eliminar a
vida de espécies que precisam de oxigênio e estão no hipolímnio de lagos, causar modificação
na qualidade e quantidade de peixes de valor comercial, ocasionar problemas estéticos e
recreacionais em virtude da excessiva quantidade de algas e plantas macroscópicas. Além
Introdução 3
disso, podem ocorrer problemas de toxicidade devido a alguns gêneros de cianofíceas como
Microcystis, Oscilatoria, Anabaena e Aphanizomenon, capazes de eliminar toxinas que
conferem gosto e sabor a água, e que, conseqüentemente, causam dificuldade e elevação nos
custos de tratamento da água. Horne & Goldman (1994) citam ainda à presença de insetos e
produção de odor, em virtude da decomposição das algas.
Neste sentido, o Módulo II, composto por duas lagoas anaeróbias em série seguidas
por uma lagoa de facultativa, da estação de tratamento de esgotos de Mangabeira foi
submetido a estudo das concentrações de nitrogênio e fósforo, principais responsáveis pela
eutrofização, com o intuito de verificar sua eficiência de remoção de nitrogênio e fósforo bem
como as cargas desses nutrientes lançadas, por seu efluente, no rio Cuiá. Paralelamente a este
trabalho também foi verificada eficiência de remoção de matéria orgânica e coliformes
termotolerantes.
Objetivos
4
CAPÍTULO 2
OBJETIVOS
2.1 - Objetivo geral
Analisar o comportamento das concentrações de nutrientes, nitrogênio e fósforo, no
Módulo II da Estação de Tratamento de Esgotos de Mangabeira, João Pessoa-PB.
2.2 - Objetivos específicos
Avaliar a eficiência de remoção de nutrientes no Módulo II da ETE de Mangabeira;
Estimar a carga de nutrientes lançada no rio Cuiá e seu potencial eutrofizante;
Verificar a viabilidade técnica de lagoas anaeróbias em série na remoção de nutrientes.
Revisão de literatura 5
CAPÍTULO 3
REVISÃO DE LITERATURA
3.1 - Contribuição de nitrogênio e fósforo
Os despejos lançados na rede coletora contribuem para a grande variação da
concentração de determinados constituintes nos sistemas de tratamento, sobretudo nitrogênio
e fósforo, principais nutrientes responsáveis pela eutrofização.
3.1.1 - Contribuições brutas
3.1.1.1 - Nitrogênio
Nas águas residuárias domésticas o nitrogênio apresenta-se sob quatro formas
distintas, quais sejam: nitrogênio orgânico, amoniacal, nitrito e nitrato. De acordo com Barnes
& Bliss (1983), aproximadamente 60% encontram-se na forma de nitrogênio amoniacal, 40%
como nitrogênio orgânico e menos de 1% como nitrito e nitrato.
O corpo humano necessita de nitrogênio, haja vista este ser um nutriente essencial na
formação de proteínas. Várias atividades realizadas pelo homem contribuem para o
fornecimento de nitrogênio às águas residuárias, sendo as excreções de fezes e urina as
principais. Feachem et al. (1983) apresentam (Tabela 3.1) a contribuição per capita diária de
nitrogênio amoniacal e nitrato de uma residência.
Mara (1976) e Feachem et al. (1983) relatam que a massa per capita diária de fezes e
urina é de 100-400g e 1-1,3kg, respectivamente, sendo encontrados de 5 a 7% de nitrogênio
nas fezes e de 15 a 19% na urina. Bitton (1994) relata que dos 70% dos sólidos presentes no
esgoto bruto doméstico, entre 40-60% são compostos por proteínas presentes nas fezes e são
decompostas, por ação bacteriana, a nitrogênio amoniacal. Na urina, 80% do nitrogênio está
presente como uréia a qual é hidrolizada, pela enzima urease, a carbonato de amônio
(Equação 3.1) (SAWYER et al., 1994; ESTEVES, 1998; BARNES & BLISS, 1983).
Revisão de literatura 6
NH
2
CONH
2
+ 2H
2
O (NH
4
)
2
CO
3
Eq. 3.1
Tabela 3.1 - Contribuição per capita diária de nitrogênio amoniacal e nitrato de uma
residência.
Nitro
g
ênio
moniacal Nitrato
FONTE
Massa (g) (%) Massa (g) (%)
Pia do banheiro 0,009 0,3 0,002 3
Ralo de box 0,043 1,3 0,012 16
Pia da cozinha 0,074 2,3 0,008 10
Lavanderia 0,316 9,8 0,035 49
Sanitário 2,782 86,3 0,016 22
TOTAL 3,224 100 0,073 100
Fonte: FEACHEM et al. (1983).
3.1.1.2 - Fósforo
Nas águas residuárias domésticas o fósforo é encontrado principalmente como
fosfatos, os quais são oriundos, principalmente, dos detergentes sintéticos à base de fosfatos
utilizados na lavagem de utensílios domésticos. Sawyer et al. (1994) e Metcalf & Eddy (2003)
classificam os fosfatos em ortofosfatos, fosfatos condensados e organicamente combinados.
Na forma orgânica o fósforo pode provir de excreções humanas e animais (fezes e urina) ou
de restos de alimentos, o qual, após decomposição biológica, é convertido a ortofosfato.
Gaspar (2003) relata que as excreções de fezes e urina contribuem com 3 a 5,4 e 2,5 a 5g de
fósforo, respectivamente.
Van Haandel & Marais (1999) citam as proteínas como fonte de fósforo e que nos
paises ricos a proporção P/DQO é de 0,02 a 0,03mgP/mg de DQO, enquanto no Brasil esta
proporção é inferior, ou seja, 0,01 a 0,02mgP/mg de DQO. Tal fato é atribuído, pelos autores,
a que, no Brasil, ainda se usa sabões à base de ácidos graxos de longa cadeia ao invés de
sabões à base de polifosfatos, bem como à limitação do consumo de material protéico.
Mencionam, ainda, que indústrias que processam material animal possuem efluentes com
concentração de fósforo de 0,03mgP/mg de DQO.
Metcalf & Eddy (2003) e Jordão & Pessôa (1995, 2005) classificam as águas
residuárias domésticas em forte, média e fraca dependendo da concentração de vários
constituintes (DBO
5
, DQO, COT, sólidos, nitrogênio, fósforo, cloretos, sulfatos, alcalinidade,
urease
Enzima
Revisão de literatura 7
graxas, coliformes termotolerantes e compostos orgânicos voláteis), sendo na Tabela 3.2
apresentadas às concentrações de nitrogênio e fósforo, objeto do estudo em questão,
responsáveis por esta classificação.
Tabela 3.2 - Classificação das águas residuárias em relação às concentrações dos nutrientes
nitrogênio e fósforo.
Concentração (mg.L
-1
)
Fraca Média Forte
Constituinte/
nutriente
M & E J & P M & E J & P M & E J & P
Nitrogênio total kjeldahl 20 20 40 20 85 40
Nitrogênio orgânico 8 10 15 10 35 20
Nitrogênio amoniacal 12 10 25 10 50 20
Nitrato 0 0 0 0 0 0,05
Nitrito 0 0,1 0 0,1 0 0,2
Fósforo total 4 5 8 5 15 10
Fósforo orgânico 1 2 3 2 5 4
Fósforo solúvel 3 3 5 3 10 6
Fonte: Adaptado de METCALF & EDDY (2003) e PESSOA & JORDÃO (1995, 2005).
Nota: M & E - Metcalf & Eddy; J & P - Jordão & Pessôa .
3.1.2 - Contribuições de efluentes diversos
Vários tipos de tratamento podem ser utilizados para remoção de matéria orgânica e
nutrientes de águas residuárias, quais sejam: lagoas de estabilização, reatores UASB, tanques
sépticos, lagoas de polimento, filtro biológico, lodo ativado e terras úmidas (wetlands), sendo
que a remoção de nutrientes só se dará, com mais eficiência, nos sistemas que atinjam um
nível terciário de tratamento, como os sistemas de lodos ativados e terras úmidas, por
exemplo. A Tabela 3.3 apresenta a concentração média e/ou variação da concentração de
nutrientes (N e P) no efluente dos sistemas supracitados, estudados por diversos autores.
De acordo com a Tabela 3.3 é fácil de observar que o sistema de lodo ativado, por
atingir um nível terciário de tratamento, apresenta as maiores remoções de nitrogênio e
fósforo, e, portanto podem não apresentar prejuízos se forem descarregados em corpos
receptores.
As altas concentrações de nitrogênio encontradas no reator UASB estão de acordo
com Jordão & Pessôa (1995, 2005), os quais relatam que a eficiência de remoção de
nitrogênio é limitada ao nível secundário.
Nas lagoas polimento a melhor eficiência de remoção de amônia e fosfatos, quando
comparada ao reator UASB, é devido aos altos valores de pH atingidos na massa liquida.
Revisão de literatura 8
A Tabela 3.3 - Concentração média e/ou variação da concentração de nutrientes (N e P), em
diversos efluentes.
Formas, concentração média e/ou variação de nutrientes (N e P)
Localidade
Fonte (Ano)
Efluente
NTK
(mg/L)
N-Org.
(mg/L)
N-NH
3
(mg/L)
NO
2
-
(mg/L)
NO
3
-
(mg/L)
P-T
(mg/L)
P-Org.
(mg/L)
O-S
(mg/L)
C. Grande, PB
Souza et al. (2001)
Tanque séptico
67 - 56 - - 7,4 - -
C. Grande, PB
Souza et al. (2003)
UASB
61 - 50 - 0,4 7 - -
C. Grande, PB
Lima (2003)
UASB
53,24 7,24 46,01 - 6,63 1,88 4,86
C. Grande, PB
Souza et al. (2003)
Lagoa de polimento
17 - 8,7 - 0,2 4,8 - -
C. Grande, PB
Souza et al. (2003)
Filtro biológico
25 - 20 - 0,98 5,8 - -
C. Grande, PB
Lima (2003)
Filtro biológico
39,72 3,33 36,38 - - 5,34 0,48 4,90
C. Grande, PB
Souza et al. (2003)
Terras úmidas
25 - 20 - - 5,8 - -
Jaboatão, PE
Morais et al. (2001)
UASB
50 - 26 0 1 7 - -
Jaboatão, PE
Morais et al. (2001)
Lagoa de polimento
40 - 19 0 1 - - -
Florianópolis, SC
Bento et al. (2000)
Lodo ativado
32,7 20,5 0,8 0 8,7 - - -
São Paulo, SP
Mendonça (2002)
Lodo ativado
29,9 6,1 23,9 0,09 2,1 - - -
São Paulo, SP
Gaspar (2003)
Lodo ativado
2,24-
3,36
- 0-16,8
0,013-
0,678
24-56
0,21-
1,08
- 0-0,13
Nota: NTK - Nitrogênio total Kjeldahl; N-Org. - Nitrogênio orgânico; N-NH
3
- Nitrogênio amoniacal; NO
2
-
-
nitrito; NO
3
-
- nitrato; P-T - Fósforo total; P-Org. - Fósforo orgânico; O-S - Ortofosfato.
Com relação ao nitrogênio amoniacal, a maioria dos tratamentos apresenta
concentração maior que 20mg.L
-1
, máxima concentração determinada pela Resolução
CONAMA 357/05, para lançamento em corpos receptores. Assim, outro destino deverá ser
dado a estes efluentes, tal como, a irrigação de culturas.
Revisão de literatura 9
3.1.3 - Contribuições de sistemas de lagoas de estabilização
Apesar da grande variedade de métodos e sistemas de tratamento de águas
residuárias disponíveis, as lagoas de estabilização se apresentam como uma boa alternativa,
principalmente em países de clima tropical. No nordeste brasileiro, por exemplo, há condições
ambientais favoráveis à construção de lagoas, as quais podem ser utilizadas com muita
freqüência. Assim, dependendo do tipo e condições operacionais, que podem variar
consideravelmente, as concentrações dos nutrientes nitrogênio e fósforo serão bastante
distintas. No entanto, como as maiores eficiências de remoção destes nutrientes só serão
alcançadas nos sistemas de tratamento terciário, o efluente de um sistema de lagoas de
estabilização tende a ser mais útil na fertilização do solo, em virtude das concentrações finais
de nitrogênio e fósforo serem mais elevadas. A Tabela 3.4 apresenta algumas concentrações
de nutrientes, em efluentes lagoas de estabilização, estudadas no Brasil.
Pela Tabela 3.4 fica evidente que as lagoas anaeróbias (A) e as lagoas em série
anaeróbio-facultativa (A+F) apresentam descargas de nitrogênio amoniacal superiores a
30mgN.L
-1
, enquanto as lagoas facultativas primárias (FP) apresentaram tais concentrações
inferiores a 20mgN.L
-1
. Os sistemas de lagoas de estabilização que possuem lagoas de
maturação (A+F+M) apresentam as melhores remoções de nutrientes, como pode ser
observado no sistema estudado por Silva (1982) e Bento et al. (2003).
O sistema estudado por Oliveira (1990) apresentou, no efluente final, maiores
concentrações de nitrogênio amoniacal e fósforo solúvel, provavelmente, devido a maior
profundidade dos reatores, quando comparado ao sistema de Silva (1982).
3.1.4 - Variação cíclica de contribuições de nutrientes
As concentrações de nutrientes podem variar consideravelmente diariamente,
sazonalmente ou de região para região. Na Tabela 3.5 estão apresentadas às concentrações
médias e/ou variação de nitrogênio e fósforo, nas suas diferentes formas, determinadas em
esgotos domésticos por alguns autores em diferentes localidades e numa mesma região, em
períodos distintos.
A Tabela 3.5 indica que a contribuição dos nutrientes (N e P) não é homogênea numa
mesma região, ou seja, as concentrações destas espécies de nutrientes encontradas nas águas
residuárias de São Paulo (GASPAR, 2003 e MENDONÇA, 2002) e de Campina Grande
(SILVA, 1982; OLIVEIRA 1990; da SILVA, 1992; ARAÚJO, 1993; da SILVA, 1994; REIS,
1995; NASCIMENTO Jr., 1998 e LIMA, 2003) demonstram como estas contribuições variam
Revisão de literatura 10
ao longo do ano, sendo tal comportamento atribuído à diluição dos esgotos, em virtude de
chuvas, ou dos hábitos alimentares heterogêneos da população.
Tabela 3.4 - Concentrações de nutrientes (N e P) em efluentes de lagoas de estabilização.
Formas, concentração média e/ou variação de nutrientes (N e P) Localidade
Fonte (Ano)
Configuração
NTK
(mg/L)
N-Org.
(mg/L)
N-NH
3
(mg/L)
NO
2
-
(mg/L)
NO
3
-
(mg/L)
P-T
(mg/L)
O-S
(mg/L)
C. Grande, PB
Silva (1982)
A1+F1+M(1a3)
Sis.I:Exp 1
29,1 - 8,4 - 1,41 3,05 2,42
C. Grande, PB
Silva (1982)
A1+F1+M(1a3)
Sis.I:Exp 3
17 - 22,1 - 0,31 4,15 2,94
C. Grande, PB
Silva (1982)
FP 5 - Sis.II:Exp 1
52,2 - 17,1 - 0,33 3,58 3,04
C. Grande, PB
Silva (1982)
A2+A3 - Sis.III:Exp 1
1,2 - 31 - 0,31 3,89 4
C. Grande, PB
Silva (1982)
A4 - Sis.III:Exp 1
1,9 - 30 - 0,29 3,78 3,68
C. Grande, PB
Oliveira (1990)
A7+F9+M(7a9)
Sist. I. Exp. I
25 - 25 - 0,52 3,98 3,36
C. Grande, PB
Oliveira (1990)
A7+F9+M(7a9)
Sist. I. Exp. II
40 - 24,4 - 0,52 3,88 3,26
C. Grande, PB
Oliveira (1990)
FP 13- Sis.II Exp. I
55,2 - 19,9 - 0,55 3,77 2,88
C. Grande, PB
Da Silva (1992)
A11+F26
- - - - - 5,2 4,3
Guarabira, PB
Florentino (1992)
A+F
- - 35,8 - 0,57 4,86 3,10
C. Grande, PB
Araújo (1993)
A11+F26
- - - - - 4,5 3,2
C. Grande, PB
Araújo (1993)
A11+F26+M(25 a 32)
- - - - - 3,2 2,5
C. Grande, PB
Da Silva (1994)
A11+F26
42,7 7,6 35,1 - - - -
Florianópolis, SC
Bento et al. (2003)
LA-LF-LM1-LM2
17,3 - 13,3 - - 6,0 -
Nota 1: NTK - Nitrogênio total Kjeldahl; N-Org. - Nitrogênio orgânico; N-NH
3
- Nitrogênio amoniacal; NO
2
-
-
nitrito; NO
3
-
- nitrato; P-T Fósforo total; O-S - Ortofosfato.
Nota 2: Silva (1982) e Oliveira (1990) trabalharam com o mesmo sistema, porem com características físicas e
operacionais distintas, notadamente a profundidade.
Revisão de literatura 11
Tabela 3.5 - Variação da concentração de espécies nutrientes em esgotos domésticos em
períodos distintos.
Formas, concentração média e/ou variação de nutrientes (N e P)
Localidade
Período
Fonte (Ano)
NTK
(mg/L)
N-Org.
(mg/L)
N-NH
3
(mg/L)
NO
2
-
(mg/L)
NO
3
-
(mg/L)
P-T
(mg/L)
P-Org.
(mg/L)
O-S
(mg/L)
C. Grande, PB
06/77 a 12/81
Silva (1982)
- - 43,9 - 0,29 6,84 3,46 3,38
C. Grande, PB
07/85 a 12/86
Oliveira (1990)
- - 26 - - 4,86 2,4 2,46
C. Grande, PB
01/87 a 12/87
Oliveira (1990)
- - 23,8 - - 4,12 1,83 2,29
C. Grande, PB
07/91 a 12/91
Da Silva (1992)
- - - - - 2,6 1,3 1,3
C. Grande, PB
11/91 a 10/92
Araújo (1993)
- - - - - 5,4 3,0 2,4
Guarabira, PB
03/90 a 12/90
Florentino (1992)
- - 22,5-58 -
0,34-
0,87
- - -
C. Grande, PB
06/92 a 12/92
Da Silva (1994)
53,9 21,6 32,6 0,035 0,65 - - -
C. Grande, PB
08/91 a 12/91
Reis (1995)
- - 20,4 - 0,2 - - -
C. Grande, PB
04/94 a 03/95
Nascimento Jr. (1998)
- 13 23,8 - - 5,3 1,7 2,6
Florianópolis, SC
29/09/99 a 08/12/99
Bento et al. (2000)
106 68,1 38 0,1 0,6
Jaboatão, PE
2000 a 2001
Morais et al. (2001)
44 - 18 - - 6 - -
São Paulo, SP
08/05/01 a 28/11/01
Mendonça (2002)
79,9 24,9 48 0,01 5,1 - - -
São Paulo, SP
01/09/02 a 31/03/03
Gaspar (2003)
29,96-
57,68
-
23,8-
50,4
- -
6,82-
10,62
-
3,95-
6,65
C. Grande, PB
26/11/02 a 13/03/03
Lima (2003)
60,18 17,02 43,16 7,77 3,18 4,68
São Paulo, SP
01 a 28/03/03
Gaspar (2003)
49,28-
67,2
-
10,04-
52,08
- - 9,7-15,5 - 5,1-8,6
São Paulo, SP
29/04/03 a 02/06/03
Gaspar (2003)
55,44-
84
-
40,32-
58,52
- -
9,12-
16,67
-
5,22-
8,79
São Paulo, SP
03 a 13/06/03
Gaspar (2003)
70-126 -
58,8-
114,52
- -
7,27-
15,65
-
7,21-
14,47
(CONTINUA)
Revisão de literatura 12
(CONCLUSÃO)
Tabela 3.5 - Variação da concentração de espécies nutrientes em esgotos domésticos em
períodos distintos.
Formas, concentração média e/ou variação de nutrientes (N e P)
Localidade
Período
Fonte (Ano)
NTK
(mg/L)
N-Org.
(mg/L)
N-NH
3
(mg/L)
NO
2
-
(mg/L)
NO
3
-
(mg/L)
P-T
(mg/L)
P-Org.
(mg/L)
O-S
(mg/L)
Florianópolis, SC
2001
Bento et al. (2003)
46 - 26 - - 13 - -
Florianópolis, SC
2002
Bento et al. (2003)
56 - 28 - - 13,5 - -
Florianópolis, SC
2003
Bento et al. (2003)
31 - 23,3 - - 6,8
-
-
Nota: NTK - Nitrogênio total Kjeldahl; N-Org. - Nitrogênio orgânico; N-NH
3
- Nitrogênio amoniacal; NO
2
-
-
nitrito; NO
3
-
- nitrato; P-T - Fósforo total; P-Org. - Fósforo orgânico; O-S - Ortofosfato.
3.2 - Ciclo das espécies nutrientes (N e P) em ecossistemas aquáticos
3.2.1 - Ciclo do nitrogênio
Nos ecossistemas aquáticos o nitrogênio desempenha importante papel no
metabolismo dos microrganismos devido a sua participação na formação de compostos vitais,
como, por exemplo, as proteínas que são responsáveis por inúmeras funções, entre as quais se
destaca a catálise de reações bioquímicas.
Devido aos vários estados de oxidação do nitrogênio, este pode se apresentar sob
diversas formas, quais sejam: N
2
(nitrogênio molecular), NH
3
(amônia), NH
4
+
(íon amônio),
NO
2
-
(nitrito), NO
3
-
(nitrato), N
2
O (óxido nitroso), nitrogênio orgânico dissolvido (peptídeos,
aminas, purinas, aminoácidos e uréia) e particulado (bactérias, fitoplâncton, zooplâncton e
detritos). A Figura 3.1 ilustra o ciclo aquático do nitrogênio.
A disponibilidade dos vários compostos de nitrogênio, num corpo d’água, influencia
a variedade, abundância e valor nutricional de plantas e animais aquáticos, uma vez que este
nutriente é o quarto principal elemento (após carbono, oxigênio e hidrogênio) presente nos
seres vivos, representando 5% do peso seco nos mesmos (ESTEVES, 1998; HORNE &
GOLDMAN, 1994; METCALF & EDDY, 2003).
Naturalmente a introdução de nitrogênio nos lagos pode ser por material alóctone,
chuvas e fixação de nitrogênio molecular por bactérias. Antropogenicamente a introdução se
dá por escoamento de nutrientes oriundos de áreas desmatadas ou queimadas, fertilizadas e
águas residuárias domésticas (ESTEVES, 1998; HORNE & GOLDMAN, 1994).
Revisão de literatura 13
Figura 3.1 - Ciclo do nitrogênio
Fonte: Adaptado de BARNES & BLISS (1983).
Os organismos fixadores de nitrogênio em ambientes aquáticos podem ser tanto de
vida livre ou viver em simbiose com plantas aquáticas superiores. Segundo ESTEVES (1998),
a fixação de nitrogênio molecular é caracterizada pela redução desta forma de nitrogênio por
bactérias de vida livre e cianobactérias, sendo esta operação catalisada por um sistema de
enzimas denominadas nitrogenase, extremamente sensível ao oxigênio.
As bactérias fixadoras de vida livre são o Clostridium pasteurianum, mais presentes
no hipolímnio, e, portanto, em lagos eutróficos; e algumas espécies do gênero Azotobacter,
mais presentes no epilímnio; enquanto as cianobactérias são as do gênero Nostoc, Anabaena,
Aphanizomenon e Gloeotrichia. A Anabaena azollae é citada (Ibid.) como vivendo em
simbiose com macrófitas aquáticas, do gênero azolla, sendo a principal responsável pela
fixação de nitrogênio molecular em lagos.
Produção de fertilizantes
Oxidação bacteriana aeróbia
Redução bacteriana anaeróbia
Morte e decomposição bacteriana
Amônia
(NH
3
/ NH
4
+
)
Nitrito
(NO
2
-
)
N
2
Nitrato
(NO
3
-
)
N - orgânico
(Proteína vegetal)
N - orgânico
(Proteína animal)
Urina Fezes
Redução
Bacteriana
anaeróbia
Oxidação bacteriana
aeróbia
Fertilizante para plantas
Descargas
elétricas
Produção de
fertilizantes
Fertilizantes
para as plantas
Alimento para
animais
Hidrólise de uréia
Decomposição bacteriana
Fixação
Redução
bacteriana
Fitoplâncton
+
Bactérias
Zooplâncton
Peixes
Morte e decomposição bacteriana
Excreção
Absorção
Mineralização
Precipitações
pluviométricas
N
2
O
Revisão de literatura 14
Uma vez fixado o nitrogênio, segue-se a cadeia alimentar pela biota no ecossistema
aquático, a qual excreta amônio em pequenas quantidades. Este íon também pode ser
proveniente da mineralização dos próprios detritos orgânicos das bactérias, fitoplâncton,
zooplâncton e peixes.
A matéria orgânica dissolvida e particulada que contém apreciáveis concentrações
remanescentes de matéria protéica dos corpos de animais e plantas pode ser decomposta por
organismos heterotróficos tanto aeróbia quanto anaerobiamente, com conseqüente produção
de amônia, de acordo com a Equação 3.2. Esteves (1998) cita o sedimento como o principal
local de realização deste processo, denominado de amonificação. A hidrólise da uréia pela
ação da enzima urease (ESTEVES, 1998; Oliveira, 1990; METCALF & EDDY, 2003;
SAWYER et al., 1994; BARNES & BLISS, 1983), representada na Equação 3.1, também é
um exemplo da amonificação.
Proteína (N-orgânico) + bactérias heterotróficas NH
3
Eq. 3.2
Em meio aquático e sob condições ácidas ou neutras a amônia formada (Equação
3.2) é instável, sendo convertida a íon amônio e/ou hidróxido de amônio. Em meio básico a
amônia é difundida para a atmosfera. A Equação 3.3 mostra como o equilíbrio entre as formas
que o nitrogênio inorgânico pode aparecer, sendo o hidróxido de amônio e a amônia tóxicos
para os peixes.
Segundo Esteves (1998) lagos eutróficos promovem o aumento do pH da água, que
favorece a formação de amônia, em virtude do alto consumo de dióxido de carbono. De
acordo com Oliveira (1990) e Esteves (1998), como a amônia e o íon, em equilíbrio, são
extremamente dependentes do pH e da temperatura, estes fatores determinam a toxicidade da
água.
NH
4
+
+ OH
-
NH
4
OH NH
3
+ H
2
O ou NH
4
+
NH
3
+ H
+
Eq. 3.3
A água da chuva pode conter alguma quantidade de amônia ou ácido nítrico oriundo
da fumaça de indústrias ou de descargas elétricas que combinam nitrogênio molecular com
hidrogênio (BRANCO, 1986). Neste sentido, Fruh (1971) relata que a precipitação também
pode ser uma importante fonte de nutriente para as plantas de zonas urbanas e rurais.
O íon amônio presente na massa liquida é diretamente absorvido pelo fitoplâncton ou
poderá ser oxidado, em ambiente aeróbio, por bactérias nitrificantes gram-negativas
Revisão de literatura 15
quimioautotróficas da família Nitrobacteraceae. Nesta oxidação participam dois gêneros de
bactérias, quais sejam: Nitrosomonas (N. europaea, N. oligocarbogenes, Nitrosolobus,
Nitrosospira e Nitrosococus) e Nitrobacter (N. agilis e N. winogradski), responsáveis pela
oxidação de amônia a nitrito e este a nitrato, em conformidade com as Equações 3.4 e 3.5,
respectivamente, e com a forma generalizada da Equação 3.6. Este processo é denominado de
nitrificação. Metcalf & Eddy (2003) relata que o nitrato ainda pode ser obtido do nitrogênio
molecular atmosférico após o mesmo sofrer descargas elétricas, e se combinar com o
hidrogênio, ou pelo seu uso na fabricação de fertilizantes.
2NH
4
+
+ 3O
2
2NO
2
-
+ 4 H
+
+ 2H
2
O Eq. 3.4
2NO
2
-
+ O
2
2NO
3
-
Eq. 3.5
NH
4
+
+ 2O
2
NO
3
-
+ 2H
+
+ H
2
O Eq. 3.6
Da mesma forma que o amônio, o nitrato pode ser diretamente absorvido pelo
fitoplâncton e/ou macrófitas, formando proteína vegetal, ou poderá ser reduzido a nitrito,
óxido nitroso e nitrogênio molecular por bactérias desnitrificantes facultativas heterotróficas,
como as Pseudomonas, Alcaligenes, Bacillus, Lactobacillus, Desnitrobacillus, Thiobacillus,
Brevibacterium, Proteus, Micrococcus, Spirillum, Serratia, Aerobacter, Flavobacterium
(BARNES & BLISS, 1983; METCALF & EDDY, 2003) que o utilizam como aceptor de
elétrons. Este último processo se desenvolve na ausência de oxigênio e é chamado de
desnitrificação. A Equação 3.7 descreve o resultado das quatro etapas da desnitrificação,
representadas como semi-reações, enquanto a Equação 3.8 apresenta a reação geral do
processo.
Nas lagoas de estabilização os fatores mais importantes que controlam a nitrificação
são: pH, temperatura, as concentrações de oxigênio dissolvido, amônia e nitrito, a razão
DBO/TKN e a presença de substâncias tóxicas (METCALF & EDDY, 2003). Com relação à
desnitrificação, podem ser citadas as concentrações de nitrato e oxigênio dissolvido, a
presença de matéria orgânica, o pH, a temperatura e a presença de traços de metais e
substâncias tóxicas (BARNES & BLISS, 1983).
Esteves (1998) relata que, em lagos, a desnitrificação ocorre, com mais freqüência,
no sedimento, pois, é neste local que as condições de anaerobiose e disponibilidade de
nitrosomonas
nitrobacte
r
Revisão de literatura 16
substrato orgânico, a ser oxidado, predominam. Cita, ainda, que os processos de nitrificação e
desnitrificação estão acoplados.
1ª etapa: 4e
-
+ 2 NO
3
-
+ 4H
+
2 NO
2
-
+ H
2
O
2ª etapa: 2e
-
+ 2 NO
2
-
+ 4H
+
2 NO + 2H
2
O
3ª etapa: 2e
-
+ 2 NO + 2H
+
2 N
2
O + H
2
O
4ª etapa: 2e
-
+ 2 N
2
O + 2H
+
N
2
+ H
2
O
Total: 10e
-
+ 2 NO
3
-
+ 12H
+
N
2
+ 6H
2
O Eq. 3.7
NO
3
-
NO
2
-
NO N
2
O N
2
Eq. 3.8
3.2.2 - Ciclo do fósforo
O fósforo é um elemento constituinte das moléculas dos ácidos ribonucléico (RNA) e
desoxirribonucléico (DNA). Ele aparece nos organismos em proporção superior aos outros
elementos, sendo fundamental no metabolismo dos seres vivos, pois, participa do
armazenamento de energia (forma uma fração essencial da molécula de ATP) e estruturação
da membrana celular (através de fosfolipídios). Embora não seja tão importante para o
crescimento, a exemplo de carbono, oxigênio, hidrogênio e nitrogênio, é, talvez, o elemento
limitante em águas doces, uma vez que é o menos abundante de todos (ESTEVES, 1998).
Todo o fósforo presente em águas continentais encontra-se sob a forma de fosfatos e estes
ligam-se a um grande número de enzimas e vitaminas de baixo peso molecular que são
essenciais ao metabolismo das algas (WETZEL, 1993).
As várias frações que o fósforo pode se apresentar no meio aquático, segundo
Esteves (1998), são:
Fósforo inorgânico particulado: polifosfatos, apatita e fósforo adsorvido a agregados
inorgânicos, como o hidróxido férrico;
Fósforo orgânico particulado: fósforo adsorvido a agregados orgânicos e o fósforo da
biota;
Fósforo total dissolvido: ortofosfatos e fósforo coloidal;
Fósforo total: somatório de todas as formas de fósforo presentes na água.
Os ortofosfatos estão prontamente disponíveis para a biota aquática (SAWYER et
al., 1994; VON SPERLING, 1996; ESTEVES, 1998) e sua necessidade para as plantas e
Revisão de literatura 17
animais é muito pequena, sendo a proporção N:P de 10:1, constituindo este elemento 0,3% do
peso seco de tais organismos (HORNE & GOLDMAN, 1994). Dependendo do pH do meio os
ortofosfatos podem estar na forma de PO
4
-3
, H
3
PO
4
, HPO
4
-2
e H
2
PO
4
-
, sendo as duas últimas
predominantes em águas superficiais.
De acordo com Horne & Goldman (1994), o fósforo pode ser introduzido em corpos
aquáticos através do arraste de partículas fosfatadas, provenientes da erosão do solo, pelos
rios, córregos e poeiras; e ainda pela descarga de esgotos. A Figura 3.2 representa
graficamente o ciclo aquático do fósforo.
Figura 3.2 - Ciclo do fósforo
Fonte: Adaptado de ESTEVES (1998).
A desagregação de fósforo pela intemperização de rochas promove a liberação do
mesmo, que em seguida é arrastado pelas águas superficiais até atingir corpos receptores. Este
fósforo pode estar solúvel ou adsorvido a argilas (ESTEVES, 1998). A erosão do solo
contribui com sedimentos fosfatados inorgânicos como o Ca
3
(PO
4
)
2
e o Fe(PO
4
)
2
(HORNE &
GOLDMAN, 1994). Os rios, córregos, poeiras e depósitos de areia contribuem com
Fósforo inorgânico
Dissolvido
Fitoplâncton
Zoo
p
lâncton Nécton Benton
Enzima fosfatase
das células
fitoplanctônicas
Herbivoria
Bactéria
Fósforo
orgânico
particulado
Precipitação de P
Sedimento
inorgânico
Liberação de P
Sedimento
orgânico
Hi
p
olímnio
C Aeróbio
Anaeróbio B
Enzima fosfatase
Sedimento
inorgânico
Excreção rica em
fosfatos
Morte e liberação
Erosão
Rios, córregos e poeiras
Descargas de esgotos
Revisão de literatura 18
aproximadamente 10% de fosfatos e 90% de fósforo particulado, enquanto as descargas de
esgotos contribuem com 90% de fosfatos e 10% de fósforo particulado.
Nas águas naturais de 5 a 10% do fósforo é introduzido como ortofosfatos, entretanto
a maior parte do fósforo nestes ecossistemas está presente na forma orgânica como biomassa
viva ou morta.
Historicamente 50% ou mais do fósforo em águas residuárias provêm de detergentes
usados em cozinhas domésticas e lavanderias. Nesses detergentes o fósforo está na forma de
tripolifosfato de sódio desde os primórdios de sua utilização em 1930. Assim sendo, para
muitos ecologistas, uma maneira de reduzir ou talvez eliminar a eutrofização cultural, seja
remover este nutriente dos detergentes sintéticos (LAWS, 1993).
O fósforo particulado em detritos orgânicos presentes em corpos aquáticos tem sua
origem por fonte externa ou na própria biomassa que forma uma teia alimentar e pode liberar,
por excreção, o ortofosfato solúvel que estará prontamente disponível para novo consumo
pelas bactérias e pelo fitoplâncton.
O fitoplâncton, macrófitas aquáticas, zooplâncton, necton e bentos também liberam
fosfatos após sua morte, sendo a liberação pelo fitoplâncton muito rápida em virtude da
desfosforilização do fósforo particulado, pelas enzimas fosfatase, presentes nas próprias
células. Este processo é importante para manter os níveis de fosfatos nos ecossistemas
aquáticos (ESTEVES, 1998).
Toda a biota aquática contribui para a proliferação de fosfatos nos ecossistemas
aquáticos. Esteves (1998) cita o aumento da concentração de fosfatos no epilimnio de lagos
temperados, na primavera, quando a floração de diatomáceas é eliminada devido à ação
herbívora do zooplâncton.
O fósforo biologicamente disponível pode provir ainda do fósforo orgânico
particulado, devido à ação de enzimas, e de sedimentos orgânicos e inorgânicos desde que o
ambiente seja anaeróbio, especialmente quando o íon ferro encontra-se reduzido. Caso o
ambiente seja aeróbio e haja a presença de ferro férrico e cálcio, o ortofosfato precipita-se
como fosfato de ferro e cálcio, respectivamente.
A precipitação do íon fosfato pode representar sua exclusão, definitiva ou
temporária, de circulação na coluna d’água em virtude do mesmo poder ser permanentemente
imobilizado no sedimento e findar por reduzir a produtividade do sistema.
Revisão de literatura 19
3.3 - Fatores que afetam a dinâmica das transformações de espécies de nutrientes em
lagoas de estabilização anaeróbias e facultativas
3.3.1 - A condição anaeróbia
Devido às cargas orgânicas, nas lagoas anaeróbias, serem bastante elevadas, a
presença de oxigênio dissolvido é praticamente descartada, sendo seu ambiente
predominantemente anaeróbio. Para que a digestão anaeróbia ocorra é imprescindível
ausência de oxigênio dissolvido, temperaturas superiores a 15°C e valores neutros de pH
(SILVA & MARA, 1979), o que é favorecido quando da ocorrência do equilíbrio entre
bactérias formadoras de ácido (acidogênicas e acetogênicas) e as formadoras de metano
(metanogênicas). No nordeste do Brasil as altas temperaturas beneficiam o processo
anaeróbio, uma vez que favorecem o metabolismo dos microrganismos responsáveis pela
digestão da matéria orgânica.
Nas lagoas anaeróbias, além da sedimentação do material orgânico particulado
ocorre quebra ou biodegradação da matéria orgânica pelas bactérias fermentativas, através da
ação de exo-ezimas, que convertem compostos orgânicos complexos em moléculas orgânicas
mais simples, ou seja, carboidratos são convertidos a ácidos orgânicos, aldeídos e álcoois;
lipídios a glicerol, álcoois, aldeídos e ácidos e; proteínas a aminoácidos que, posteriormente,
serão transformados em ácidos orgânicos mais simples, mercaptanas e dióxido de carbono.
Essas lagoas, por possuírem grandes profundidades (normalmente 2 a 4m), não são
ambientes propícios à presença de algas, apresentando, às vezes, alguns flagelados na
superfície e, portanto, apenas bactérias se apresentam como assimiladores de nutrientes
solúveis. No entanto, ambientes anaeróbios favorecem a desnitrificação biológica, desde que
haja a presença de nitrato, que age como aceptor de elétrons e se reduz a nitrogênio gasoso.
Da Silva (1994) observou reduções de 10,8% de nitrato em lagoas anaeróbias e atribuiu tal
redução à desnitrificação.
Nas lagoas anaeróbias, o nitrogênio orgânico pode ser removido pela sedimentação
e/ou atividade bacteriana na decomposição de compostos orgânicos, enquanto o fósforo é
removido, mais eficientemente, por sedimentação da matéria orgânica particulada. Os
relativamente baixos valores de pH, em virtude da digestão anaeróbia, também não são
favoráveis à volatilização de amônia, bem como à precipitação química do fósforo, as quais
ocorrem predominantemente sob altos valores de pH. Em geral sistemas anaeróbios não
produzem efluentes que atendem aos padrões estabelecidos pela legislação brasileira no que
diz respeito à remoção de nutrientes.
Revisão de literatura 20
3.3.2 - A condição aeróbia
Os sistemas aeróbios apresentam grandes desvantagens do ponto de vista econômico,
haja vista serem bastante onerosos para aquisição, manutenção e alimentação dos aeradores
utilizados no processo, principalmente no Brasil onde as condições ambientais e territoriais
favorecem o uso de lagoas facultativas e de maturação como reatores aeróbios, pois são de
fácil construção, operação e manutenção. Tais reatores aeróbios por receberem cargas
orgânicas inferiores às recebidas pelas lagoas anaeróbias, e possuírem baixas profundidades,
são reatores propícios à predominância de aerobiose.
Em lagoas pouco profundas, como é o caso das lagoas facultativas e de maturação,
parte do oxigênio necessário para manter as camadas superiores aeróbias é oriunda da
reaeração atmosférica através da interface líquido-atmosfera. No entanto, o maior
fornecimento de oxigênio é obtido da atividade fotossintética das algas e cianobactérias que se
desenvolve na presença de energia solar e nutrientes (SILVA & MARA, 1979).
As bactérias aeróbias presentes nas camadas superiores usam o oxigênio como
aceptor final de elétrons, os quais são oriundos da matéria orgânica morta. A Equação 3.9
apresenta a oxidação e síntese realizada por bactérias aeróbias, enquanto a Figura 3.3
apresenta a simbiose entre o fitoplâncton e bactérias em lagoas de estabilização. Essa relação
de mutualismo é indispensável no tratamento biológico aeróbio que ocorre em lagoas de
estabilização, uma vez que, as bactérias responsáveis pela degradação da matéria orgânica
necessitam de oxigênio produzido pela massa fitoplanctônica presente no reator, a qual
depende da energia solar e nutrientes para se desenvolver. Neste sentido, através da
fotossíntese, os organismos fotossintetizantes oxigênicos absorvem nutrientes, em forma de
gás carbônico, amônia e fosfatos, necessário à sua sobrevivência e reprodução, liberando
oxigênio que é utilizado pelas bactérias na oxidação da matéria orgânica.
Sendo assim, sob condições aeróbias verifica-se uma importante forma de remoção
de nutrientes, qual seja, a assimilação biológica.
COHNP + O
2
+ Bacterias CO
2
+ NH
3
+ C
5
H
7
NO
2
+ Eq. 3.9
Matéria Novas
orgânica células
Outros produtos
finais
Revisão de literatura 21
3.3.3 - A comunidade microbiana
As bactérias, algas e protozoários participam ativamente do tratamento biológico de
águas residuárias. As bactérias obtêm energia para crescer e multiplicar-se através da
oxidação de compostos orgânicos. Neste processo, além da matéria orgânica, são necessárias
a presença de nutrientes e a ausência de compostos tóxicos. Mara (1976) relata que há
demanda de grandes quantidades, por parte destes microrganismos, de carbono, nitrogênio, e
oxigênio; e de pequenas quantidades de fósforo e alguns micronutrientes. Os protozoários
atuam no consumo de partículas coloidais e bactérias livres, melhorando a clarificação do
efluente final.
As algas e cianobactérias desempenham um papel de fundamental importância em
ambientes aquáticos, principalmente em lagoas de estabilização, ou seja, são produtores
primários, pois são organismos fotossintetizadores que se desenvolvem a partir da presença de
luz e nutrientes, sendo altamente estimuladas por fosfatos e amônia, os quais estão usualmente
presentes em esgotos domésticos. Estes organismos podem se deslocar e se distribuir na
coluna d’água das lagoas de estabilização, sendo este processo controlado pela temperatura e
intensidade luminosa. Neste sentido, durante as horas em que a luminosidade está alta, algas
O
2
CO
2
,
Bactérias
Fi
top
l
â
n
cto
n
Produção e consumo
Trocas gasosas com
atmosfera
Novas células
Novas células
Raios solares
NH
3
, PO
4
-3
, H
2
O, E
Material orgânico
afluente
Figura 3.3 - Mutualismo entre o Fitoplâncton e bactérias em lagoas facultativas e de
matura
ç
ão.
Revisão de literatura 22
flageladas podem se mover pela massa liquida e selecionar a profundidade onde a
luminosidade é mais adequada para que possam realizar fotossíntese. König (2000) relata que
a estratificação, em lagoas de estabilização, é mais intensa em lagoas facultativas que em
lagoas de maturação. Von Sperling (1996) cita as algas azuis, ou cianofíceas, como as que
podem proliferar em ambientes que possuam apenas gás carbônico, nitrogênio, água e outros
minerais.
Diretamente os microrganismos liberam ou retêm fósforo através de reações
metabólicas. O florescimento de algas e cianobactérias e a presença de microrganismos como
microcrustáceos, pode também determinar mudanças nas taxas de sedimentação do fósforo
incorporado ao tecido celular (LIMA, 2001).
3.3.4 - O pH
Em processos biológicos de tratamento de águas residuárias o potencial
hidrogeniônico (pH) é de fundamental importância, pois, o crescimento e desenvolvimento de
microrganismos envolvidos no tratamento, são bastante sensíveis à condição ácida ou básica
do meio. As bactérias, por exemplo, não suportam pH acima de 9,5 ou abaixo de 4, sendo a
faixa de pH ideal para sua existência situada entre 6,5 e 7,5.
Van Haandel & Lettinga (1994) relatam que o valor e a estabilidade do pH, em
reatores anaeróbios, são extremamente importantes, haja vista a metanogênese, etapa final do
processo, se desenvolver apenas próximo de pH neutro (6,3 - 7,8), diminuindo rapidamente
quando o pH está acima ou abaixo desta faixa. Caso o pH seja muito baixo, a fermentação
ácida prevalece sobre a metanogênese, o que provoca a deterioração do material dentro do
reator e, consequentemente, interrupção do tratamento. Citam, ainda, que, no tratamento de
esgotos, o sistema carbônico é determinante no valor e estabilidade do pH, pois, as espécies
desse sistema possuem concentração superior a outros sistemas (fosfato, sulfato, amônia e
ácidos voláteis).
Branco (1986) relata que o pH pode causar efeitos indiretos em organismos
aquáticos, pois, pode exercer influência sobre a toxicidade da amônia, uma vez que a amônia
e o íon amônio, em equilíbrio, são extremamente dependentes do pH, como mostrado na
Equação 3.2. Segundo Esteves (1998) a forma em que os ortofosfatos se apresentam na água
depende do pH do meio. Lima (2001) cita que, sob determinados valores de pH e temperatura,
o fósforo pode ser liberado do sedimento para a coluna d’água. Neste sentido, a remoção de
nutrientes também é afetada diretamente pelo pH.
Revisão de literatura 23
Ao longo do dia, variação nictemeral, o potencial hidrogeniônico sofre modificações
ao longo da coluna d’água, sobretudo em lagoas facultativas e de maturação. Pela manhã, o
potencial hidrogeniônico encontra-se bastante reduzido devido ao excesso de gás carbônico
produzido pela respiração bacteriana aeróbia durante a noite. Nos períodos de intensa
incidência de radiação solar, entre as 14 e 16 horas, sob a ação dos microrganismos
clorofilados, verificar-se-á alta remoção de gás carbônico dissolvido e, consequentemente, o
bicarbonato presente na massa líquida se dissociará (Equação 3.10), para manter o equilíbrio
químico, originando gás carbônico e hidroxila, elevando o pH. Desta forma, nitrogênio será
removido por volatilização da amônia enquanto o fósforo precipitará, podendo ser depositado
na camada de lodo.
HCO
3
-
CO
2
+ OH
-
Eq. 3.10
MELO et al. (1999) verificaram que os valores de pH acima de 7,0 associado à
relativa turbulência na água, contribui para facilitar a diminuição das concentrações de
nitrogênio amoniacal em uma lagoa. Tal processo é atribuído principalmente à transferência
da amônia para a atmosfera via mecanismo de volatilização. Estes autores relatam ainda que
este pH não favorece a remoção de fósforo através do mecanismo de precipitação química.
Balmelle et al. (1992), estudando o acúmulo de nitrito em processos biológicos com
nitrificação, observaram que a concentração dessa forma de nitrogênio é praticamente
independente do pH, e que a mesma é condicionada à presença de amônia livre, sendo a faixa
de 2,5 a 25 mg N-NH
3
.L
-1
totalmente inibitória as nitrobacters. No entanto, como em meio
aquático existe um equilíbrio entre amônia e o íon amônio, o qual é dependente do pH
(Equação 3.3), tal variável deve sempre ser levada em consideração.
A precipitação do fósforo normalmente se dá como hidroxiapatita. Por outro lado, o
fósforo também pode ser precipitado como estruvita sendo, condições de supersaturação e,
obviamente, altos valores de pH, desejáveis para uma rápida cristalização. Valores de 8
unidades ou superiores, são eficientes na sua produção (MOMBERG & OELLERMANN,
1992).
Francisco et al. (2002) citam que na remoção de fósforo com íons de alumínio, além
da proporção entre estes íons e o fósforo a ser removido, o pH desempenha importante papel.
Neste sentido, para valores de pH em torno de 7,6 e relações Al:P de 1,5 foram observadas as
melhores remoções de fósforo quando comparado com menores valores de pH (6,6) e
proporção Al:P (2,5).
Revisão de literatura 24
3.4 - Transformações de nutrientes em sistemas biológicos aeróbios e anaeróbios
3.4.1 - Transformações cíclicas do nitrogênio
A Figura 3.4 apresenta graficamente as transformações cíclicas do nitrogênio, abaixo
descritas, em lagoas de estabilização.
O material orgânico afluente possui consideráveis frações de nitrogênio orgânico na forma
de proteínas e aminoácidos, que são decompostos por ação bacteriana, e, juntamente, com
a uréia, que é hidrolisada, são transformados em nitrogênio amoniacal.
As algas e cianobactérias utilizam luz solar como fonte de energia e nitrogênio amoniacal,
dentre outros nutrientes, para gerar novas células. Esta comunidade fitoplanctônica poderá
sofrer autoxidação e lise, fornecendo assim, nitrogênio amoniacal à massa líquida. De
outra maneira, as algas e cianobactérias poderão sedimentar-se na camada de lodo.
A massa fitoplanctônica sedimentada sofrerá decomposição bacteriana e liberará
nitrogênio amoniacal novamente à massa liquida.
O nitrogênio amoniacal presente na massa líquida e sob condições aeróbias sofrerá
oxidação a nitrito e posteriormente a nitrato.
Sob condições anaeróbias o nitrato será reduzido a nitrito ou a nitrogênio gasoso, caso
haja presença de substrato orgânico e bactérias desnitrificantes (Nitrobacters).
3.4.2 - Transformações cíclicas do fósforo
A Figura 3.5 apresenta esquematicamente as transformações cíclicas do fósforo,
descritas a seguir, em lagoas de estabilização.
Inicialmente o material orgânico sedimentável afluente, que possui consideráveis
quantidades de fósforo orgânico incorporado a partículas suspensas, sedimenta, arrastando
o fósforo orgânico para a camada de lodo onde será decomposto anaerobiamente por
bactérias com conseqüente produção de fósforo inorgânico. Segundo Houng & Gloyna
(1984) o mecanismo da sedimentação é predominante nas lagoas anaeróbias.
O fósforo orgânico que não sedimenta e, portanto, permanece na massa liquida, é
mineralizado, pela atividade microbiana e ação de enzimas, sendo convertido a
ortofosfato.
Revisão de literatura 25
Algas e cianobactérias absorvem diretamente ortofosfatos presentes na massa liquida e,
após sua morte, sedimentam-se na camada de lodo onde serão decompostas
anaerobiamente.
O ortofosfato no sedimento pode ser utilizado por microrganismos decompositores, com
formação de novas células (fósforo orgânico), ou ser liberado para a massa liquida. Houng
& Gloyna (1984) destaca que nas lagoas anaeróbias e facultativas o fósforo é liberado do
sedimento em proporções superiores (25 a 50 vezes) as verificadas nas lagoas de
maturação.
O ortofosfato presente na massa líquida ainda poderá formar precipitados com íons de
cálcio, ferro e alumínio e sedimentar no sedimento, sendo tais reações impossíveis de
ocorrer na ausência de oxigênio bem como em meios que possuem baixos valores de pH.
Por último, polifosfatos presentes na massa líquida poderão ser gradualmente hidrolizados
e convertidos a ortofosfatos.
Figura 3.4 - Transformações cíclicas do nitrogênio
Fonte: Adaptado de METCALF & EDDY (2003).
Desnitrificação (ausência de O
2
)
Decom
p
osi
ç
ão bacteriana e hidrólise
Nitrogênio orgânico
(Proteínas, aminoácidos e uréia)
Nitrogênio
amoniacal
Nitrogênio orgânico
(fitoplâncton)
Morte e
decomposição
bacteriana
Nitrito (NO
2
-
)
Nitrato (NO
3
-
) Nitrogênio gasoso (N
2
)
Assimila
ç
ão
Substrato orgânico
e
n
it
r
obacters
Nitrificação (presença de O
2
)
Lise e Auto-oxida
ç
ão
Revisão de literatura 26
Figura 3.5 - Transformações cíclicas do fósforo
Fonte: Adaptado de HOUNG & GLOYNA (1984).
3.5 - Mecanismos de remoção de nutrientes (N e P) em sistemas de lagoas de
estabilização
3.5.1 - Remoção de nitrogênio
Pano & Middlebrooks (1983), Oliveira (1990), da Silva (1994) e Reis (1995) citam a
volatilização de amônia para a atmosfera, a assimilação do nitrogênio amoniacal por
microrganismos e a nitrificação-desnitrificação biológica como os principais mecanismos
responsáveis pela remoção do nitrogênio amoniacal em lagoas de estabilização.
3.5.1.1 - Volatilização da amônia
Este processo é considerado por Pano & Middlebrooks (1983) como o mais
importante na remoção de nitrogênio amoniacal. Segundo Idelovitch & Michail (1981),
praticamente toda amônia está na forma iônica sob um pH de 7 e na forma gasosa sob um pH
de 11,5, para uma mesma temperatura de 20ºC. Desta forma, à medida que a temperatura e o
pH se elevam numa lagoa de estabilização, a amônia tende a sair mais rapidamente da mesma,
pois o aumento da temperatura diminui a solubilidade da amônia e o aumento do pH favorece
a predominância desta, se comparada com o íon amônio. Com a temperatura variando entre
25 e 30ºC a eficiência de remoção da amônia por volatilização depende do TDH, aumentando
com a elevação desta variável (Ibid.). Desta forma, além do pH e da temperatura, o TDH é
Mineralização
Síntese
Decomposição
bacteriana
Fósforo
orgânico
Fósforo
inorgânico
Fósforo
orgânico
Fósforo
inorgânico
Al
g
as
Síntese
Sedimentação
Sedimentação
Morte e
decom
p
osi
ç
ão
Liberação
Revisão de literatura 27
importante no processo de volatilização de amônia. Reed (1985) cita ainda o grau de
turbulência da água e a velocidade do vento.
Nas lagoas de estabilização, esta forma de remoção é mais pronunciada nas lagoas de
maturação, onde a atividade fotossintética favorece o aumento do pH e conseqüentemente o
desprendimento de amônia, antes dissolvida e em equilíbrio com o íon amônio (Equação 3.2).
3.5.1.2 - Assimilação do nitrogênio amoniacal por microrganismos
O nitrogênio pode ser incorporado à massa celular de microrganismos e ser removido
dos sistemas de tratamento biológicos com o excesso de sólidos (BARNES & BLISS, 1983).
Ferrara & Avci (1982), usando uma série de modelos matemáticos, concluíram que sempre
que o pH do meio for maior que 9,5, este mecanismo remove, em lagoas de estabilização,
mais amônia que a volatilização, principalmente devido à assimilação de nitrogênio
amoniacal pela comunidade fitoplanctônica. Esta biomassa posteriormente sedimenta no
fundo da lagoa onde será degradada pela atividade bacteriana com produção final de um
resíduo orgânico não biodegradável e amônia, que pode retornar a massa liquida.
3.5.1.3 - Nitrificação e desnitrificação biológica
Johnson (1971) relata que este processo é bastante comum nas estações de
tratamento de esgotos que têm por objetivo a remoção de nitrogênio. Esta remoção consiste
em processos oxidativos de amônia a nitrato e redução deste a nitrogênio gasoso. Reis (1995)
cita autores que relatam que as lagoas de estabilização são reatores carentes deste mecanismo,
em virtude das baixas concentrações de bactérias nitrificantes necessárias para oxidar a
amônia. Ferrara & Avci (1982) relatam que a falta de meio suporte favorece a ausência das
bactérias nitrificantes nas lagoas de estabilização.
Para que ocorra a nitrificação além das bactérias nitrificantes são necessários
oxigênio dissolvido e nitrogênio amoniacal. Van Haandel & Marais (1999) e Metcalf & Eddy
(2003) afirmam que são necessários 3,43mg de O
2
, pelas bactérias Nitrosomonas, para cada
mg de nitrogênio amoniacal oxidado a nitrito, e de 1,14mg de O
2
para oxidação de nitrito a
nitrato pelas Nitrobacters, sendo necessários, então, 4,57mg de O
2
para oxidação completa de
1 mg de nitrogênio amoniacal, Equação 3.6. Assim, de acordo com Van Haandel & Marais
(1999), a remoção de nitrogênio é possível através dos mecanismos seqüenciais de
nitrificação e desnitrificação biológica.
Revisão de literatura 28
3.5.2 - Remoção de fósforo
Nas lagoas de estabilização os principais mecanismos envolvidos na remoção do
fósforo são: a sedimentação, a precipitação química e a assimilação biológica. De acordo com
Mara & Pearson (1986), a eficiência na remoção de fósforo total depende da quantidade que
precipita e sedimenta comparado com o que retorna via mineralização e ressolubilização.
3.5.2.1 - Sedimentação
Nas lagoas de estabilização a sedimentação do fósforo se dá à medida que o material
orgânico particulado afluente se deposita sobre a camada de lodo. Neste sentido, a
sedimentação deste nutriente irá depender do tipo e quantidade de material sedimentável
disperso na massa liquida, que ainda podem ser influenciados por fatores físicos
(temperatura), químicos (pH), biológicos (florescimento de algas e cianobactérias) e o tipo da
lagoa. Houng & Gloyna (1984), verificaram que lagoas anaeróbias possuem uma taxa de
sedimentação superior às taxas das lagoas facultativas e de maturação, haja vista seu afluente
possuir alta concentração de material orgânico particulado.
3.5.2.2 - Precipitação química
Em virtude da afinidade entre cátions metálicos como o alumínio, ferro e cálcio com
ortofosfatos, pode-se observar um segundo mecanismo de remoção de fósforo, qual seja: a
precipitação química. Neste processo o fósforo será precipitado sobre o fundo da lagoa à
medida que houver um destes cátions na massa líquida. Estas precipitações ainda dependerão
das características da água residuária a ser tratada, particularmente a alcalinidade e o pH.
Araújo (1993), estudando uma série de lagoas no Nordeste do Brasil, observou que
lagoas anaeróbias com tempo de detenção hidráulica de 1 dia e cargas orgânicas superficial e
volumétrica de 6180kgDBO
5
/ha.dia e 247gDBO
5
/m
3
.dia, respectivamente, foram propícias ao
fornecimento de ortofosfatos, do sedimento, à massa liquida. Nestes reatores o fósforo não
pode ser removido por precipitação química, como hidroxiapatita, em virtude dos baixos
valores de pH característicos deste tipo de lagoa.
a) Precipitação com íons de alumínio (Al
+3
)
Os cátions dos sais de alumínio, como o Al
2
(SO
4
)
3
(sulfato de alumínio), Na
2
Al
2
O
4
(aluminato de sódio) e AlCl
3
(cloreto de alumínio), podem reagir, simultaneamente, com
ortofosfatos e a alcalinidade da lagoa (Equações 3.11 e 3.12), respectivamente.
Revisão de literatura 29
2Al
+3
+ 2(PO
4
)
-3
2 Al PO
4
Eq. 3.11
2Al
+3
+ 6HCO
3
-
2 Al(OH)
3
+ 6CO
2
Eq. 3.12
Leckie & Stumm (1973) apresentam um diagrama de solubilidade do fósforo vs. pH
onde, neste, o pH ótimo para que ocorra a maior precipitação da varecita é, aproximadamente,
de 8 unidades.
b) Precipitação com íons de ferro ferroso (Fe
+2
) e férrico (Fe
+3
)
Os ortofosfatos podem reagir tanto com ferro ferroso como com ferro férrico. Na
massa líquida o ferro pode se apresentar como FeCl
3
(cloreto férrico), Fe
2
(SO
4
)
3
(sulfato
férrico) e FeSO
4
(sulfato ferroso). Os cátions destes sais reagem com a alcalinidade e formam
hidróxido de ferro que podem remover fosfatos por adsorção. O ferro ferroso e o ferro férrico
reagem com ortofosfatos produzindo o precipitado Fe
3
(PO
4
)
2
.8H
2
O (vivianita) e o FePO
4
(estruvita), respectivamente. As Equações 3.13 e 3.14 apresentam as reações simplificadas
entre ortofosfatos e ferro (ferroso e férrico), enquanto as Equações 3.15 e 3.16 as reações de
precipitação do ferro (ferroso e férrico) com a alcalinidade do meio.
Fe
+2
+ 2PO
4
-3
Fe
3
(PO
4
)
2
Eq. 3.13
3Fe
+3
+ 3PO
4
-3
3Fe(PO
4
) Eq. 3.14
Fe
+2
+ 2HCO
3
-
Fe (OH)
2
+ 2CO
2
Eq. 3.15
Fe
+3
+ HCO
3
-
Fe (OH)
3
+ 3CO
2
Eq. 3.16
Leckie & Stumm (1973) relatam que a melhor precipitação de ortofosfatos com íons
de ferro férrico se dá em pH próximo de 7 unidades, enquanto WRC (1987) cita um pH de 8
para precipitação com ferro ferroso.
c) Precipitação com íons de cálcio (Ca
+2
)
Ortofosfatos reagem com cátions de cálcio e com a alcalinidade da água,
precipitando-se como hidroxiapatita e carbonato de cálcio, conforme as Equações 3.17 e 3.18,
respectivamente. Ferguson et al. (1973) relatam que a precipitação de hidroxiapatita se dá,
mais eficientemente, quando a concentração de fosfatos está entre 5 e 20 mgP/L, a
Revisão de literatura 30
concentração de cálcio é superior a 25mgCaCO
3
/L e quando o pH do meio apresenta-se
elevado (entre 7 e 9). Sendo assim, tal precipitação não pode ser observada em lagoas
anaeróbias, mas sim, em lagoas facultativa ou de maturação de uma série de lagoas de
estabilização (da SILVA, 1992).
5Ca
+2
+ 3PO
4
-3
+ OH
-
Ca
5
(PO
4
)
3
OH Eq. 3.17
Ca
+2
+ HCO
3
-
+ OH
-
CaCO
3
+ H
2
O Eq. 3.18
Vários fatores podem catalizar ou retardar a taxa de precipitação de ortofosfatos com
íons de cálcio. Ferguson et al. (1973) e Leckie & Stumm (1973), citam o pH e a presença de
matéria orgânica, fluoretos e magnésio.
pH: À medida que o pH aumenta a concentração de fosfato residual diminui. Leckie &
Stumm (1973) relatam que a um pH acima de 7 e concentração, de ortofosfato solúvel,
acima de 0,09mg.L
-1
, os fosfatos são capazes de reagir com íons de cálcio e formar
hidroxiapatita em águas saturadas com carbonato de cálcio. Moutin et al. (1992), Toms et
al. (1975) e Somiya & Fujii (1984) apud Oliveira (1990) citam valores mínimos de pH de
8; 8,2 e 9, respectivamente, para que a hidroxiapatita precipite.
Presença de matéria orgânica: Pode haver um efeito de retardamento da precipitação de
hidroxiapatita caso haja presença de altas concentrações de material orgânico solúvel e
particulado.
Presença de fluoretos: Apreciáveis quantidades de fluoreto poderão aumentar a
precipitação de ortofosfatos por este íon substituir a hidroxila, na estrutura da apatita, e
formar um sólido menos solúvel e, portanto, mais fácil de ser removido.
Presença de magnésio: Este cátion, quando presente na água, tende a diminuir a
precipitação de hidroxiapatita quando o pH está abaixo de 9, sendo uma concentração de
0,8mmol Mg/L o limite máximo tolerável sem sérias reduções na remoção de fósforo,
enquanto que numa concentração de 1,8mmol Mg/L a remoção de tal nutriente diminui
80% (FERGUSON et al., 1973).
3.5.2.3 - Assimilação biológica de fósforo
Microrganismos presentes na massa líquida em lagoas de estabilização,
principalmente o fitoplâncton, assimilam fósforo para sua síntese celular e, ao morrerem
sedimentam, contribuindo para a remoção do fósforo da massa liquida.
Revisão de literatura 31
O material sedimentado é mineralizado e, em seguida, liberado para a coluna d’água,
sendo este processo responsável pela diminuição da eficiência da remoção de fósforo.
Sukenik et al. (1995) relatam que a eficiência de remoção por assimilação, particularmente
pelo fitoplâncton, pode ser maior quando ocorre em ambientes com pH entre 8,5 e 10, por
exemplo, em lagoas de maturação, e altas concentrações de cálcio, que favorecem a
autofloculação e sedimentação da comunidade fitoplantônica.
O ortofosfato, por ser a forma de fósforo mais prontamente disponível, é diretamente
removido por microrganismos autotróficos, enquanto o fósforo orgânico dissolvido pode ser
disponibilizado, para absorção, após ser hidrolizado por enzimas fosfatase produzidas por
bactérias, zooplâncton e algumas espécies de algas.
Estudos realizados por da Silva (1992) e Araújo (1993), em lagoas facultativas com
tempo de detenção hidráulica de 2 dias e 1,5m de profundidade em Campina Grande-PB,
mostram que a pequena concentração de biomassa fitoplanctônica contribuiu para o baixo
percentual de remoção por assimilação biológica de ortofosfatos. No entanto, Araújo (1993)
estudando outro sistema, composto por lagoas secundárias em paralelo, com maiores tempos
de detenção hidráulica e profundidades, observou que apesar de ter ocorrido liberação de
fósforo inorgânico do sedimento, o ortofosfato solúvel não aumentou na massa liquida, pois,
existia uma significativa concentração de algas na mesma e, consequentemente, assimilação
desta fração de fósforo.
3.6 - Eficiência de remoção de nutrientes em lagoas anaeróbias e facultativas
3.6.1 - Remoção de nitrogênio
A remoção de nitrogênio orgânico numa lagoa anaeróbia pode ser dada pela
sedimentação, predominante, ou pelo consumo bacteriano.
Silva (1982) relata que o aumento da concentração de nitrogênio amoniacal, em
lagoas anaeróbias, é conseqüência da atividade bacteriana na decomposição de compostos
orgânicos. Segundo este autor, a remoção de nitrogênio total kjeldahl, neste tipo de reator, é
baixa, justamente, devido o aumento de nitrogênio amoniacal.
Da Silva (1994) estudando lagoas facultativas secundárias, em paralelo, observou
que em alguns dias os valores de pH foram superiores a 8 unidades, o que permitiu a remoção
de nitrogênio amoniacal por volatilização. Tais lagoas também apresentaram altos valores de
clorofila “a”, o que pode indicar a assimilação de nitrogênio pela comunidade fitoplanctônica.
Reis (1995), por outro lado, estudando uma série longa de dez lagoas em série, observou
Revisão de literatura 32
aumento da concentração de nitrogênio amoniacal, numa lagoa facultativa secundária, em
virtude da predominância da atividade bacteriana.
3.6.2 - Remoção de fósforo
Mara & Pearson (1986) relatam que a sedimentação do material orgânico, com
conseqüente formação de lodo e, posterior, decomposição bacteriana, favorece o fornecimento
de fósforo inorgânico.
Da Silva (1992) estudando uma lagoa anaeróbia com tempo de detenção hidráulica
de 1 dia e cargas orgânicas volumétrica e superficial de 200gDBO
5
/m
3
.dia e
1343kgDBO
5
/ha.dia, respectivamente, constatou o fornecimento de fósforo por parte desta
lagoa, onde a proporção entre ortofosfatos e fósforo total no efluente aumentou devido à
intensa atividade microbiana que favoreceu a mineralização da matéria orgânica com
conseqüente fornecimento de ortofosfatos. Araújo (1993) também observou, em lagoas
anaeróbias em paralelo, liberação de fósforo do sedimento.
Segundo Houng e Gloyna (1984), baixas concentrações de oxigênio dissolvido
favorecem condições de anaerobiose no fundo de lagoas facultativas, que findam por não reter
fósforo no sedimento. Assim, da Silva (1992), estudando uma lagoa facultativa secundária
com TDH de 2 dias, observou que mesmo com a presença de algas, que convertem
ortofosfatos a fósforo orgânico, a fração de fósforo inorgânico aumentou, demonstrando desta
forma, que a transformação de fósforo orgânico a ortofosfatos foi maior que a taxa de
assimilação da fração inorgânica do fósforo. Resultado semelhante foi encontrado por
Oliveira (1990).
3.7 - Eficiência operacional de sistemas de lagoas na remoção de nutrientes
Silva (1982), operando uma série de lagoas rasas, anaeróbia (1,25m) seguida por uma
lagoa facultativa secundária (1,0m) e por três de maturação (1,0m), observou que o aumento
da vazão em 317% provocou uma pequena redução na remoção de nitrogênio amoniacal (4%)
e fósforo total (3%) na lagoa anaeróbia. Por outro lado, estas mudanças acarretaram num
aumento (5%) na remoção de ortofosfatos neste mesmo reator. Na lagoa facultativa tal
mudança operacional proporcionou uma redução de 15,7% na eficiência de remoção de
nitrogênio amoniacal e pouco influenciou na remoção de fósforo.
Revisão de literatura 33
Em novo experimento, Silva (1982) reduziu a vazão em 50% e observou que as
remoções de nitrogênio amoniacal e fósforo total na lagoa anaeróbia tenderam a permanecer
constantes, enquanto a remoção de ortofosfatos praticamente dobrou. Na lagoa facultativa as
remoções de nitrogênio e fósforo apresentaram o mesmo comportamento observado no reator
anterior, porém, a remoção de ortofosfatos foi bem superior (8,43%).
Silva (1982) também operou uma série de lagoas anaeróbias (A2
seguida por A3),
com vazões iguais, e constatou uma eficiência de remoção de nitrogênio amoniacal, em
relação ao EB, de 38% na A2 e de 32% na A3. Com relação ao fósforo solúvel, foram
observados 14% de remoção na primeira lagoa. Por outro lado, os ortofosfatos sofreram as
menores remoções na série (2%), visto que, houve uma liberação dos mesmos 14% na A3.
Uma terceira anaeróbia única (A4) com TDH, vazão e cargas superiores à série
(A2+A3), apresentou remoções de nitrogênio e fósforo superiores às verificadas na série.
Sendo assim, esses resultados indicam que lagoas anaeróbias em série não são úteis na prática
de remoção de nutrientes.
Oliveira (1990) estudando uma série de lagoas (uma anaeróbia, seguida de uma
facultativa secundária e três de maturação) profundas (2,2m), em duas fases que eram
diferenciadas por possuírem características operacionais distintas, particularmente vazão,
TDH e cargas, observou que ao aumentar a vazão afluente não houve remoção de nitrogênio
amoniacal, talvez em virtude da maior profundidade dos reatores, quando comparados aos
operados por Silva (1982). Com relação ao fósforo, os baixos valores de pH e biomassa
fitoplanctônica, em virtude da profundidade das lagoas, contribuíram para a conservação de
ortofosfatos nos reatores.
Estes estudos demonstram que mudanças nos parâmetros operacionais, e físicos,
afetam a remoção de nitrogênio e fósforo em lagoas de estabilização.
Materiais e Métodos 34
CAPÍTULO 4
MATERIAIS E MÉTODOS
4.1 - Local e período do estudo
Este trabalho foi desenvolvido no Módulo II da ETE (Estação de Tratamento de
Esgotos) de Mangabeira, esquematizada na Figura 4.1, pertencente à CAGEPA (Companhia
de Água e Esgotos da Paraíba), localizada no bairro de mesmo nome a 40m acima do nível do
mar, na grande João Pessoa-PB (7°10”Sul; 34°49”Oeste). No período compreendido entre
Março e Novembro de 2005 foram efetuadas análises físicas e químicas de amostras coletadas
do afluente e dos efluentes do Módulo II, nas dependências do laboratório de monitoramento
de efluentes da empresa, situadas no mesmo local da ETE; e análises de nutrientes e clorofila
“a”, no Laboratório de Análise de Águas da UFCG (Universidade Federal de Campina
Grande), em Campina Grande-PB. A operação e manutenção da série de lagoas de
estabilização eram de responsabilidade da CAGEPA.
4.2 - Descrição do sistema
4.2.1 - Histórico
A ETE de Mangabeira faz parte do sistema de esgotamento sanitário da grande João
Pessoa e tem capacidade para tratar, atualmente, águas residuárias domésticas equivalente a
uma população de 99300 habitantes. Naquela capital 50% do esgoto são coletados, no
entanto, deste percentual 90% são destinados ao tratamento, sendo 10% diluídos em um
sistema de tanques (Tanques dos Esses) que recebe água do mar em horas de maré alta,
escoando de volta quando a maré baixa. Dos 90% de água residuárias destinados ao
tratamento, 30%, que representam a vazão dos bairros de Mangabeira, conjunto Ernesto
Geisel e Valentina Figueiredo, formadores da bacia sul conhecida por bacia do Paratibe, são
Materiais e Métodos 35
tratados na ETE de Mangabeira. Os 70% restantes, provenientes da bacia do baixo Paraíba,
são destinados à ETE do Róger. A Figura 4.2 ilustra essa distribuição.
Figura 4.2 - Representação do esgotamento sanitário da grande João Pessoa.
90% são
tratados
30% em
Mangabeira
70% no
Róger
50% de esgotos
coletados
10% são
diluídos
CP
PV
CP
PV
PV
PV
CP
PV
Módulo I
Módulo III
CD
EE
Módulo II
EE - Estação elevatória
CD - Caixa de distribuição
CP - Calha Parshall
PV - Poço de visita
A - Lagoa anaeróbia
F - Lagoa facultativa
Para o rio Cuiá
Figura 4.1 - Representação da ETE de Mangabeira, destacando o Módulo II.
Módulo II
A
A
F
Materiais e Métodos 36
A ETE de Mangabeira foi, inicialmente, projetada para operar com quatro Módulos
de tratamento, comportando cada Módulo três reatores em série, sendo o primeiro uma lagoa
aerada com mistura completa, seguida por uma aerada facultativa e por último uma de
maturação. Atualmente, conta com três Módulos, sendo que apenas o terceiro mantém a
configuração original. Nos Módulos I e II a CAGEPA decidiu eliminar os aeradores, em
virtude da dificuldade de operação e manutenção dos equipamentos eletro-mecânicos, e
transformar estes Módulos em séries com duas lagoas anaeróbias (1 e 2) seguidas de uma
lagoa facultativa secundária.
4.2.2 - Características do sistema (Módulo II)
O sistema, em escala real, conta com um tratamento preliminar composto por grade e
caixa de areia, ilustrado na Figura 4.3. A calha parshall com garganta de 23cm, situada a
jusante do desarenador, projetada para uma vazão máxima de 132,4L/s, permitia a
monitoração das vazões afluentes do sistema. Duas lagoas anaeróbias e uma facultativa
secundária, em série, caracterizadas nas Tabelas 4.1 e 4.1a, completam o sistema, ilustrado na
Figura 4.4, cujo efluente tratado é descarregado no rio Cuiá, também conhecido por Paratibe,
que desemboca no Oceano Atlântico (próximo à praia de Jacarapé).
Tabela 4.1 - Características físicas do Módulo II da ETE de Mangabeira.
Dimensões (m)
Lagoas
Comprimento Largura Profundidade
Área
(ha)
Volume
(m
3
)
Anaeróbia 1 63,1 63,1 3,7 0,4 14800
Anaeróbia 2 63,1 63,1 3,7 0,4 14800
Facultativa 228,5 140 1,8 3,2 57600
Fonte: CAGEPA, 1981.
Tabela 4.1a - Características operacionais, de projeto, do Módulo II da ETE de Mangabeira.
Carga de DBO
5
Lagoas
Vazão média do
afluente (m
3
/dia)
TDH
(dia)
Superficial
(kgDBO
5
/ha.dia)
Volumétrica
(gDBO
5
/m
3
.dia )
Anaeróbia 1
8275 1,8 - 124
Anaeróbia 2
8275 1,8 - 43,4
Facultativa
8275 7 163,3 -
Fonte: CAGEPA, 1981.
Materiais e Métodos 37
Figura 4.3 - Tratamento preliminar destacando-se o gradeamento em primeiro plano.
Figura 4.4 - Vista geral das lagoas que compõem o Módulo II da ETE de Mangabeira.
Vista oposta
Anaeróbia 1
Anaeróbia 2
Facultativa
Materiais e Métodos 38
4.3 - Alimentação do sistema
A ETE de Mangabeira recebe esgoto, intermitentemente, bombeado por 3 estações
elevatórias (EE) situadas neste bairro e por outras situadas no conjunto Ernesto Geisel e
Valentina Figueiredo. As águas residuárias provenientes dessas localidades convergem para
uma caixa de distribuição (Figura 4.5) através de duas tubulações de 350mm, sendo
distribuídas, por gravidade, para os três Módulos, por tubos, também, de 350mm.
O esgoto bruto é descarregado na primeira lagoa anaeróbia através de um tubo de
ferro de 350mm (Figura 4.6). As lagoas subseqüentes são alimentadas com o efluente da
lagoa precedente através dos canais de passagem C
1
e C
2
, representados nas Figuras 4.7 e 4.8,
respectivamente. O efluente do sistema é conduzido pelo vertedor de saída (Figura 4.9) a um
tubo de 350mm, através do qual é, juntamente com os efluentes dos Módulos I e III,
descarregado no rio Cuiá (Figura 4.10).
Figura 4.5 - Caixa de distribuição de esgotos.
Caixa de
distribuição
Para o módulo 1
Para o módulo 2
Para o módulo 3
Caixa de
distribuição
Para o Módulo I
Para o Módulo II
Para o Módulo III
Materiais e Métodos 39
Figura 4.6 - Tubo de descarga do afluente na primeira lagoa anaeróbia.
Figura 4.7 - Canal de passagem C
1.
A
1
Materiais e Métodos 40
Figura 4.8 - Canal de passagem C
2.
Figura 4.9 - Vertedor de saída do Módulo II.
A
2
Vista superior do vertedor
EF
Materiais e Métodos 41
4.4 - Amostragem
Foram determinados quatro pontos para a coleta de amostras, quais sejam:
• Ponto 1 (EB) - Entrada da calha parshall, antes da grade (Figura 4.3).
• Ponto 2 (A
1
) - Entre as lagoas anaeróbias (canal de passagem C
1
).
• Ponto 3 (A
2
) - Entre a lagoa anaeróbia e a facultativa (canal de passagem C
2
).
• Ponto 4 (EF) - Vertedor de saída da lagoa facultativa.
Na monitoração de rotina, a coleta das amostras era realizada semanalmente entre 8 e
9h da manhã. Para as análises físico-químicas as amostras eram coletadas com o auxilio de
um balde, e transferidas para garrafas plásticas limpas, com capacidade de 2L.
As amostras destinadas à análise de nutrientes (N e P) eram recolhidas em garrafas
plásticas com capacidades de 1L, as quais eram mantidas em solução de ácido clorídrico (4%)
até o dia da coleta. Estas análises foram iniciadas 27 dias após as outras análises físico-
químicas em virtude da falta de equipamento específico. No início das análises de nutrientes
eram coletadas e analisadas três amostras por semana e mais tarde a freqüência foi reduzida a
duas vezes por semana.
As temperaturas das amostras eram medidas no campo, no momento da coleta,
diretamente no balde coletor.
Figura 4.10 - Rio Cuiá a jusante do lançamento do efluente da ETE de Mangabeira.
Materiais e Métodos 42
As amostras etiquetadas eram encaminhadas ao laboratório de monitoramento de
efluentes sanitários da ETE, onde eram processadas todas as análises imediatamente, à
exceção de nutrientes e clorofila “a”, que eram analisados posteriormente.
4.5 - Análises realizadas e preservação das amostras
Foram analisadas as variáveis nitrogênio total kjeldahl (NTK) e amoniacal (N-NH
3
),
fósforo total (P-T) e ortofosfato solúvel (O-S) para determinação do comportamento das
concentrações de nutrientes no Módulo II da ETE de Mangabeira, bem como as variáveis
físico-químicas, auxiliares, pH, temperatura, oxigênio dissolvido (OD), clorofila “a”, DBO
5
e
DQO nas amostras do esgoto bruto e nos efluentes das lagoas anaeróbias (1 e 2) e no efluente
da lagoa facultativa.
Além da monitoração de rotina, foram realizados dois estudos do ciclo diário do
afluente e dos efluentes do sistema em quatro horários predefinidos ao longo do dia, quais
sejam: 6, 11, 17 e 22h. O primeiro estudo foi realizado no inicio de setembro (07/2005) e o
outro no final de outubro (19/2005). As análises foram realizadas em duplicata e levadas a
efeito logo após a coleta, com exceção das amostras coletadas no horário de 22h e a DBO
5
pertencente à amostra das 17h, que foram incubadas na geladeira e processadas no dia
seguinte.
As alíquotas de amostras reservadas à análise de nutrientes, tanto na monitoração de
rotina como no estudo do ciclo diário, eram acidificadas, com exceção da destinada à
determinação de ortofosfato solúvel a qual era filtrada e vertida em garrafinhas de 250mL
hermeticamente fechadas, mantidas em geladeira (4°C) e transportadas para o Laboratório de
Análise de Águas da UFCG, em Campina Grande-PB, onde eram processadas no dia seguinte
à determinação das demais variáveis. A alíquota de amostra destinada à análise de clorofila
“a” era filtrada, logo após a coleta, de acordo com JONES (1979), sendo o resíduo não
filtrável armazenado em geladeira, envolvido em papel alumínio (evitar a luz), e transportado
para o Laboratório de Análise de Águas da UFCG para a extração do pigmento e leitura de
absorbância.
4.6 - Descrição das análises
As análises físicas e químicas foram feitas de acordo com métodos padrões descritos
em APHA et al. (1998). A clorofila “a” foi determinada pelo método do metanol 90%
Materiais e Métodos 43
(extração a quente), de acordo com JONES (1979). A Tabela 4.2 apresenta os métodos
utilizados na análise das variáveis nitrogênio e fósforo, enquanto a Tabela 4.3 para as
variáveis físico-químicas auxiliares.
Tabela 4.2 - Métodos utilizados na determinação das variáveis nitrogênio e fósforo
monitoradas.
VARIÁVEL METODOLOGIA
Nitrogênio total
kjeldahl (NTK)
(mgN.L
-1
)
Método semi-micro kjeldahl com utilização de bloco digestor e
destilador (TE-036/1) da Tecnal.
Nitrogênio amoniacal
(mgN.L
-1
)
Método titrimétrico após destilação no destilador (TE-036/1) da Tecnal.
Fósforo total (P-T)
(mgP.L
-1
)
Método do ácido ascórbico com leitura da absorbância no comprimento
de onda 880nm em espectrofotômetro Micronal B382, após digestão com
persulfato de amônio.
Ortofosfato solúvel
(mgP.L
-1
)
Método do ácido ascórbico com leitura de absorbância no comprimento
de onda 880nm em espectrofotômetro Micronal B382, após filtração em
membrana de ester de celulose com porosidade de 0,45µm.
Tabela 4.3 - Métodos utilizados na determinação das variáveis físico-químicas auxiliares
monitoradas.
VARIÁVEL METODOLOGIA
pH
Método eletrométrico, com a utilização de um eletrodo BNC combinado,
acoplado a um medidor da marca QUIMIS, modelo Q-400M, calibrado
com soluções tampões de pH 4 e 9.
Temperatura (°C) Termômetro de mercúrio da marca Incoterm com escala de 0 a 60°C.
Oxigênio dissolvido
(OD) (mg.L
-1
)
Método de Winkler, com modificação azida, em frascos padrões de
DBO
.
Clorofila “a”
(µg.L
-1
)
Método de extração a quente com metanol 90%.
DBO
5
(mg.L
-1
)
Método da diluição em frascos padrões de DBO, com incubação a 20°C
durante 5 dias.
DQO (mg.L
-1
)
Método da refluxação fechada do dicromato de potássio com
determinação titulométrica.
Materiais e Métodos 44
4.7 - Medição das vazões
No período compreendido entre 20 de setembro e 20 de novembro de 2005 foram
adquiridas 1489 medidas de vazões. Para isto, foi utilizado um medidor de vazão (levelogger),
tipo ultra-sônico compacto, modelo ECHOTREK -SE/SG - 3001 da marca NIVITEC,
previamente calibrado, acoplado a um “data logger” (acumulador de dados) portátil. Com o
auxilio de um microcomputador conectado ao “data logger” foi possível configurar o período
de coletas, dimensão de medida (L.s
-1
), intervalo entre leituras (10min), número de leituras
para gerar uma aquisição e intervalo entre aquisições (1h). Assim, a cada hora era efetuada
uma média das leituras realizadas a cada 10min, gerando uma aquisição, previamente
calibrada.
4.8 - Análise estatística
Foi aplicado o teste de Kolmogorov-Smirnov a todas as amostras a fim de verificar a
distribuição dos dados, sendo utilizado para tal, o programa de estatística SPSS para
Windows.
A fim de verificar a existência ou não de correlações significativas entre as variáveis
monitoradas no afluente e nos efluentes de cada lagoa que compõe o sistema, foi realizado um
estudo de matrizes de correlação construídas pelo programa SPSS para Windows, admitindo
um nível de significância de 5% (α = 0,05).
A análise de variância ANOVA (fator único) também foi aplicada ao conjunto dados
com o objetivo de verificar a existência de diferenças significativas entre as médias das
concentrações das variáveis estudadas, ou seja, verificar se estava havendo remoção
significativa. Esta análise fornece os elementos F, F
crítico
e P que mostram a existência de
diferenças significativas (F>F
c
), (P<0,05) ou não (F<F
c
), (P>0,05). Quando se trata de um
conjunto de dados com apenas 1 grau de liberdade entre os grupos, a simples observação do
valor de F é suficiente para explicar a existência de diferença significativa entre os grupos de
dados. Por outro lado, quando o conjunto de dados possui 2 ou mais graus de liberdade entre
os grupos, é imprescindível à utilização de um método que demonstre a comparação
simultânea entre as várias médias (SOKAL & ROHLF, 1981, 1995), a fim de se verificar em
que grupo existe ou não diferença significativa. Neste trabalho foi utilizado o método gráfico
do GT-2.
Materiais e Métodos 45
A análise de parâmetros estatísticos descritivos das concentrações de nutrientes, das
variáveis físico-químicas auxiliares e das medições de vazão, bem como a análise de
variância, foi realizada mediante o uso da planilha eletrônica do Microsoft Excel 2003.
Apresentação e análise dos resultados 46
CAPÍTULO 5
APRESENTAÇÃO E ANÁLISE DOS RESULTADOS
Inicialmente, faz-se necessário esclarecer que foi verificada a distribuição normal de
todos os dados analisados neste trabalho.
5.1 - Dados de vazão
A vazão média do esgoto afluente ao sistema (35,52L.s
-1
ou 3068,93m
3
/dia) foi
estimada através da média aritmética das 1489 aquisições realizadas no período compreendido
entre 20 de Julho e 20 de Setembro de 2005. Nesse período foi constatada uma precipitação
pluviométrica acumulada média de 195,4mm (AESA - Agência Executiva de Gestão das
Águas do Estado da Paraíba), com máximas precipitações observadas entre os meses de Maio
e Agosto. A Tabela 5.1 apresenta os valores médios diários, o desvio padrão amostral, os
valores máximo e mínimo da vazão afluente ao Módulo II da ETE de Mangabeira, e as
precipitações diárias ocorridas em João Pessoa-PB no período de medição da vazão, enquanto
a Figura 5.1 ilustra o comportamento da vazão afluente no período de medição.
Apresentação e análise dos resultados 47
Tabela 5.1 - Parâmetros estatísticos descritivos da vazão afluente medida no Módulo II da
ETE de Mangabeira e precipitação total diária no período de monitoração (20/07
a 20/09/2005).
DATA
Vazão média
diária (L.s
-1
)
Desvio Padrão
σ
n-1
Mínimo (L.s
-1
) Máximo (L.s
-1
)
Precipitação
Pluviométrica (mm)
20/7/2005 38,56 10,36 24 61 2,6
21/7/2005 29,71 8,89 16 44 3,6
22/7/2005 34,00 11,77 12 56 1
23/7/2005 33,67 13,11 5 55 4,2
24/7/2005 31,42 10,26 14 48 0
25/7/2005 31,54 8,65 17 47 0
26/7/2005 32,92 11,05 15 52 0
27/7/2005 29,71 8,70 14 47 3,2
28/7/2005 31,00 8,88 14 45 0
29/7/2005 31,17 8,79 18 46 2,8
30/7/2005 32,58 13,14 16 69 0
31/7/2005 29,33 10,21 8 47 3,2
1/8/2005 36,58 12,61 14 54 0
2/8/2005 47,54 13,89 28 82 43
3/8/2005 35,71 8,52 16 47 5,3
4/8/2005 31,08 14,26 15 73 1,4
5/8/2005 37,08 10,09 17 61 14
6/8/2005 36,67 10,61 18 58 7
7/8/2005 33,04 10,75 15 50 1,4
8/8/2005 29,21 8,15 15 41 1,4
9/8/2005 32,79 10,79 14 55 5,8
10/8/2005 25,17 8,30 6 38 4,2
11/8/2005 33,71 9,54 18 54 0
12/8/2005 48,83 22,59 21 94 35,2
13/8/2005 33,50 10,75 14 56 0
14/8/2005 29,38 10,09 13 48 0
15/8/2005 33,13 12,00 13 60 3,2
16/8/2005 40,46 16,72 15 85 23,6
17/8/2005 29,25 11,49 8 44 4,8
18/8/2005 35,33 12,87 14 54 1,6
19/8/2005 39,67 16,00 14 73 6,4
20/8/2005 45,63 15,92 24 98 19,2
21/8/2005 37,17 13,10 15 65 8,8
22/8/2005 40,46 23,89 16 92 8,2
23/8/2005 45,67 26,77 18 116 3,6
248/2005 47,21 19,79 17 91 16,2
25/8/2005 40,83 18,67 16 99 36,2
26/8/2005 30,50 9,51 15 54 4,8
27/8/2005 28,13 11,39 8 44 0
28/8/2005 31,29 11,31 7 53 6,8
29/8/2005 38,04 17,21 12 65 1,2
30/8/2005 38,71 18,12 13 68 0
31/8/2005 47,00 32,55 13 129 15,8
1/9/2005 42,46 14,31 14 73 0
2/9/2005 39,29 16,31 14 72 0
3/9/2005 55,29 22,21 20 118 12,4
4/9/2005 38,46 13,16 14 60 0
5/9/2005 40,00 19,93 17 89 0
(CONTINUA)
Apresentação e análise dos resultados 48
(CONCLUSÃO)
Tabela 5.1 - Parâmetros estatísticos descritivos da vazão afluente medida no Módulo II da
ETE de Mangabeira e precipitação total diária no período de monitoração
(20/07 a 20/09/2005).
DATA
Vazão média
diária (L/s)
Desvio Padrão
σ
n-1
Mínimo (L/s) Máximo (L/s)
Precipitação
Pluviométrica (mm)
6/9/2005 45,79 22,70 18 106 27,2
7/9/2005 34,17 12,79 15 65 0
8/9/2005 31,83 13,11 11 56 0
9/9/2005 34,92 13,35 13 57 0
10/9/2005 41,38 13,86 19 64 5,6
11/9/2005 38,67 14,00 16 73 0
12/9/2005 37,71 13,91 14 58 0
13/9/2005 31,00 10,32 14 51 2,8
14/9/2005 24,88 7,12 13 37 2,6
15/9/2005 29,92 8,51 16 48 5,8
16/9/2005 23,58 5,70 12 34 2,4
17/9/2005 24,79 8,96 8 37 0
18/9/2005 24,96 7,33 11 40 0
19/9/2005 32,33 11,90 13 50 0
20/9/2005 47,38 23,59 13 77 0
Com base na vazão média diária obtida entre 20 de Julho e 20 de Setembro de 2005,
nas características físicas dos reatores e na DBO
5
média afluente às lagoas (anaeróbia e
facultativa), foi possível determinar as reais condições operacionais do Módulo II da ETE de
Mangabeira. A Tabela 5.2 apresenta os valores do tempo de detenção hidráulica (TDH) e das
cargas orgânicas superficial e volumétrica, reais, aplicadas ao sistema.
Figura 5.1 - Variação da vazão média diária afluente ao Módulo II da ETE de
Mangabeira, João Pessoa - PB, no período compreendido entre 20 de
Julho e 20 de Setembro de 2005.
Vazão média diária
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
1 5 9 13 17 21 25 29 33 37 41 45 49 53 57 61
Dias
L.s
-1
Apresentação e análise dos resultados 49
Tabela 5.2 - Condições operacionais, reais, do Módulo II da ETE de Mangabeira.
Carga de DBO
5
Lagoas
Vazão média do
afluente (m
3
/dia)
TDH
(dia)
Superficial
(kgDBO
5
/ha.dia)
Volumétrica
(gDBO
5
/m
3
.dia )
Anaeróbia 1 3068,93 4,82 2020,49 54,74
Anaeróbia 2 3068,93 4,82 652,15 17,63
Facultativa 3068,93 18,77 44,12 2,45
5.2 - Análise estatística das variáveis físico-químicas auxiliares das amostras analisadas
A Tabela 5.3 apresenta o número de dados (N), o valor médio, o desvio padrão
amostral (σ
n-1
), e os valores máximo e mínimo das variáveis físico-químicas auxiliares
analisadas, entre Março e Novembro de 2005, no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF,
enquanto as Figuras 5.2 a 5.7 apresentam as variações, dessas variáveis, nesse período.
Tabela 5.3 - Análise estatística descritiva das variáveis físico-químicas auxiliares
determinadas no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF.
Variáveis Pc N Média
Desvio
Padrão
Mínimo Máximo
EB 50 7,34 0,26 6,45 7,68
A
1
50 6,86 0,16 6,27 7,11
A
2
50 7,09 0,18 6,48 7,50
pH
EF 50 7,77 0,25 7,13 8,50
EB 49 29,1 1,29 27 32
A
1
49 28,9 1,06 27 31
A
2
49 28,8 1,02 27 31
Temperatura (ºC)
EF 49 29 1,49 27 32
EB - - - - -
A
1
- - - - -
A
2
- - - - -
Oxigênio dissolvido (OD)
(mg.L
-1
)
EF 30 4,8 2,3 0,3 9,70
EB - - - - -
A
1
- - - - -
A
2
28 62,37 55,34 1,82 181,09
Clorofila “a” (µg.L
-1
)
EF 41 455,67 138,76 121,94 943,67
EB 30 264 86,20 140 476
A
1
30 85 22,58 54 153
A
2
30 46 13,25 25 74
DBO
5
(mg.L
-1
)
EF 30 26 11,16 12 56
EB 30 895 216,54 471 1313
A
1
30 367 131,49 147 750
A
2
30 320 106,32 162 618
DQO (mg.L
-1
)
EF 30 290 113,36 123 563
N
ota: Pc - Ponto de coleta.
Apresentação e análise dos resultados 50
5.2.1 - pH
A Figura 5.2 apresenta as variações do pH para o esgoto bruto e os efluentes A
1
, A
2
e
EF. O valor médio do pH no esgoto bruto foi de 7,34, com variação entre 6,45 e 7,68. Nos
efluentes o pH apresentou valores médios crescentes, ou seja, 6,82 em A
1
, 7,09 em A
2
e 7,77
no EF. A Tabela 5.4 mostra que houve diferença ao nível de significância de 5% entre as
concentrações médias do respectivo conjunto de dados de pH, enquanto a comparação
simultânea entre as várias médias pelo método gráfico GT-2, ilustrado na Figura 5.2a,
demonstra que houve diferença significativa entre todos os grupos de dados de pH.
O valor do pH no efluente final não foi muito elevado, sendo característico de lagoas
facultativas secundárias, apresentando-se próximo ao encontrado (7,80) por Florentino
(1992), que estudou uma série de lagoas, em escala real, anaeróbia–facultativa, com TDH de
42,3 dias e cargas orgânicas superficial e volumétrica, na lagoa anaeróbia, de
1865kgDBO
5
/ha.dia e 50gDBO
5
/m
3
.dia, respectivamente, no município de Guarabira – PB; e
por Oliveira (2002), que estudou as ETEs de Monteiro (pH=7,70) e Campina Grande
(pH=7,90).
O pH médio observado na lagoa facultativa da ETE de Mangabeira foi insuficiente
para remoção de fósforo por precipitação, já que a literatura (MOUTIN et al., 1992; TOMS et
al., 1975 e SOMIYA & FUJII, 1984 apud Oliveira, 1990) indica valores superiores a 8, para
que ocorra precipitação química de fósforo. Também a volatilização de nitrogênio requer
valores de pH elevados (da SILVA, 1992; ARAÚJO, 1993; Oliveira, 1990) sendo que Von
Sperling (1996) atribui valor superior a 11 para que todo o nitrogênio amoniacal esteja na
forma de amônia e possa ser eliminado para a atmosfera. Por outro lado, os valores de pH na
facultativa foram sempre superiores aos do esgoto bruto e aos das lagoas anaeróbias, estando
relacionados à ocorrência do processo fotossintético do fitoplâncton, ou seja, remoção de
dióxido de carbono e aumento da concentração de OH
-
.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 24,75959 3 8,253197 172,5886 9,40743E-55 2,65068
Dentro dos grupos 9,37273 196 0,04782
Total 34,13232 199
Tabela 5.4 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos
dados de
p
H.
Apresentação e análise dos resultados 51
pH
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
1 3 5 7 9 1113151719212325272931333537394143454749
Coletas
EB
A1
A2
EF
pH
6,60
6,70
6,80
6,90
7,00
7,10
7,20
7,30
7,40
7,50
7,60
7,70
7,80
7,90
EB A1 A2 EF
Pontos de coleta
Linf
Med
Lsup
Figura 5.2a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método do GT-2) do pH no
esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF.
Figura 5.2 - Variação temporal dos valores de pH obtidos na monitoração do esgoto
bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira,
João Pessoa - PB, no período entre Março e Novembro de 2005.
Apresentação e análise dos resultados 52
5.2.2 - Temperatura
A Figura 5.3 apresenta as variações de temperatura para o esgoto bruto e os efluentes
A
1
, A
2
e EF. As temperaturas médias do EB e dos efluentes apresentaram pequenas
diferenças, sendo praticamente constantes. A Tabela 5.5 mostra que não há diferença
significativa (α = 0,05) dessa variável no sistema estudado.
Os maiores valores (32°C) foram observados no EB e na lagoa facultativa. No EB
esta temperatura se deu provavelmente em virtude da água residuária recém-produzida, que
tende a apresentar temperatura mais elevada que água estagnada, e do terreno no qual as
canalizações estão enterradas, que normalmente guarda uma grande quantidade de calor. Na
lagoa facultativa a maior temperatura está associada à penetração de luz na massa líquida por
conta da maior transparência verificada neste tipo de reator. A menor temperatura (27°C),
porém, foi observada em todos os pontos de amostragem.
Nas regiões de clima tropical a variação sazonal da temperatura é pouco acentuada
quando comparada à variação diária, a qual influencia a solubilidade dos gases, especialmente
o oxigênio (ESTEVES, 1998), e as taxas de reações químicas de todos os processos
metabólicos dos organismos aquáticos (LAWS, 1993).
Temperatura
25
26
27
28
29
30
31
32
33
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37 39 41 43 45 47 49
Coletas
ºC
EB
A1
A2
EF
Figura 5.3 - Variação temporal das medidas de temperatura obtidas na monitoração do
esgoto bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de
Mangabeira, João Pessoa - PB, no período entre Março e Novembro de
2005.
Apresentação e análise dos resultados 53
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 2,954082 3 0,984694 0,648739 0,584647824 2,651639
Dentro dos grupos 291,4286 192 1,517857
Total 294,3827 195
5.2.3 - Oxigênio dissolvido (OD)
A Figura 5.4 apresenta a variação de oxigênio dissolvido no efluente do Módulo II da
ETE de Mangabeira. A concentração de OD variou entre 0,3 e 9,7mg.L
-1
, com média de
4,8mg.L
-1
. As altas concentrações de OD estão associadas a uma maior difusão de oxigênio da
atmosfera para a massa líquida, em virtude da maior superfície e turbulência da água na lagoa
facultativa, e à atividade fotossintética oxigênica do fitoplâncton.
5.2.4 - Clorofila “a”
A Figura 5.5 apresenta a variação da clorofila “a” nos efluentes A
2
e EF do Módulo
II de ETE de Mangabeira. No efluente da lagoa facultativa, os valores de clorofila “a”
flutuaram entre 121,94 e 943,67µg.L
-1
, com valor médio de 455,67µg.L
-1
, estando acima dos
encontrados por Florentino (1992), Tejo (1993) e Souza (1994) que estudaram a série de
lagoas anaeróbia-facultativa da ETE de Guarabira. Na lagoa anaeróbia A
1
não foi detectada
clorofila “a”, porém, em A
2
foi observada uma concentração média de 62,37µg.L
-1
indicando
a ocorrência de uma condição de anaerobiose menos severa que na primeira lagoa da série,
em conseqüência da diferença nas cargas orgânicas aplicadas.
A Tabela 5.6 mostra que houve diferença ao nível de significância de 5% entre a
clorofila “a” dos efluentes A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 2573673 1 2573673 202,1957 6,51013E-22 3,984042
Dentro dos grupos 852817,7 67 12728,62
Total 3426491 68
Tabela 5.6 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos
dados de clorofila “a”.
Tabela 5.5 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos
dados de tem
p
eratura.
Apresentação e análise dos resultados 54
OD
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
10,0
11,0
123456789101112131415161718192021222324252627282930
Coletas
mg.L
-1
Clorofila "a"
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
550
600
650
700
750
800
850
900
950
1000
1357911131517192123252729313335373941
Coletas
µg.L
-1
EF
A2
Figura 5.4 - Variação temporal das concentrações de oxigênio dissolvido medidas na
monitoração do efluente do Módulo II da ETE de Mangabeira, João
Pessoa - PB, no período entre Março e Novembro de 2005.
Figura 5.5 - Variação temporal das concentrações de clorofila “a” obtidas na
monitoração dos efluentes A
2
e EF do Módulo II da ETE de
Mangabeira, João Pessoa - PB, no período entre Março e Novembro de
2005.
Apresentação e análise dos resultados 55
5.2.5 - DBO
5
As variações das concentrações de matéria orgânica, em termos de DBO
5
, no
afluente e nos efluentes do sistema, são ilustradas na Figura 5.6. A concentração média no EB
foi de 264mg.L
-1
, variando entre 140 e 476mg.L
-1
. De acordo com as diversas classificações
apresentadas na literatura, entre as quais a de SILVA e MARA (1979), este esgoto é
classificado como médio. Ao longo do tratamento a DBO
5
diminuiu, sendo a média nos
efluentes A
1
, A
2
e EF de 85, 46 e 26mg.L
-1
, respectivamente. A eficiência de remoção de
DBO
5
na série anaeróbia foi de 82,63%, enquanto que o sistema completo apresentou
remoção média de 90,34%, próxima à encontrada (89,96%) na ETE de Guarabira por
Florentino (1992) e superior às encontradas, nas ETEs de Campina Grande (83,33%) e
Monteiro (75,59%), por Oliveira (2002).
A Tabela 5.7 mostra que houve diferença significativa (α = 0,05) entre os grupos de
dados da DBO
5
, no entanto a Figura 5.6a demonstra que não houve diferença entre A
2
e EF.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 1069085 3 356361,7 172,9786 1,18635E-42 2,68281
Dentro dos grupos 238977,4 116 2060,15
Total 1308063 119
DBO
5
0
100
200
300
400
500
600
1 2 3 4 5 6 7 8 9 101112131415161718192021222324252627282930
Coletas
mg.L
-1
EB
A1
A2
EF
Tabela 5.7 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos
dados DBO
5
.
Figura 5.6 - Variação de DBO
5
na monitoração do esgoto bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa - PB, no período
entre Março e Novembro de 2005.
Apresentação e análise dos resultados 56
DBO
5
0,00
20,00
40,00
60,00
80,00
100,00
120,00
140,00
160,00
180,00
200,00
220,00
240,00
260,00
280,00
300,00
EB A1 A2 EF
Pontos de coleta
mg.L
-1
Linf
Med
Lsup
5.2.6 - DQO
As variações de DQO no afluente e nos efluentes do sistema, ao longo de período de
estudo, são ilustradas na Figura 5.7. No esgoto bruto foi observada uma concentração média
de 895mg.L
-1
, variando entre 471 e 1313mg.L
-1
. Esta grande variação de DQO é típica de
águas residuárias urbanas predominantemente domésticas, mas pode ser acentuada em
sistemas com alimentação intermitente, que permite a acumulação de material orgânico nos
poços úmidos das estações elevatórias. A eficiência de remoção de DQO na série anaeróbia
foi de 64,26%, enquanto que o sistema completo apresentou 67,64%.
A análise de variância ANOVA (fator único) aplicada ao conjunto de dados de DQO
revelou um valor de F (11,642) maior que Fc (2,682). No entanto, a Figura 5.7a mostra que
não houve diferença significativa entre A
1
, A
2
e EF, o que explica a insignificante remoção
(3,38%), desta fração de matéria orgânica, na lagoa facultativa, em relação à série anaeróbia.
Comparando as ETEs de Mangabeira e Guarabira-PB, estudada por Florentino
(1992), Tejo (1993) e Sousa (1994), é constatado que as lagoas anaeróbias em série da ETE
de Mangabeira, mesmo possuindo um maior TDH, que é uma característica operacional
favorável à sedimentação de material orgânico, detiveram uma menor eficiência de remoção
(10,60%) de DQO comparada a única lagoa anaeróbia da ETE de Guarabira. A eficiência de
Figura 5.6a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método GT-2) de DBO
5
no
esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF.
Apresentação e análise dos resultados 57
remoção de DQO, no sistema (EB-EF), também foi menor que a observada nas ETEs de
Guarabira (82,02%) e Campina Grande (73,50%).
A relação DQO/DBO
5
do esgoto bruto de Mangabeira foi de 3,39, evidenciando uma
alta fração de material orgânico não biodegradável.
DQO
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
123456789101112131415161718192021222324252627282930
Coletas
mg.L
-1
EB
A1
A2
EF
DQO
200,00
300,00
400,00
500,00
600,00
700,00
800,00
900,00
1000,00
EB A1 A2 EF
Pontos de coleta
mg.L
-1
Linf
Med
Lsup
Figura 5.7 - Variação de DQO na monitoração do esgoto bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa - PB, no período
entre Mar
ç
o e Novembro de 2005.
Figura 5.7a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método GT-2) de DQO
no
esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF.
Apresentação e análise dos resultados 58
5.3 - Análise estatística das variáveis nitrogênio total kjeldahl (NTK) e amoniacal (N-
NH
3
), fósforo total (P-T) e ortofosfato solúvel (O-S) das amostras analisadas.
A Tabela 5.8 apresenta o número de dados (N), o valor médio, o desvio padrão
amostral (σ
n-1
), e os valores máximo e mínimo das concentrações de nutrientes (N e P)
analisadas entre Março e Novembro de 2005 no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF,
enquanto as Figuras 5.8 a 5.11 apresentam as variações, dessas variáveis, nesse período.
Tabela 5.8 - Análise estatística descritiva das variáveis nitrogênio total kjeldahl (NTK) e
amoniacal (N-NH
3
), fósforo total (P-T) e ortofosfato solúvel (O-S)
determinadas no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF.
Variáveis Pc N Média
Desvio
Padrão
Mínimo Máximo
EB 45 66,02 20,04 15,88 123,06
A
1
45 50,69 9,42 34,40 69,73
A
2
45 48,64 8,46 29,99 65,63
Nitrogênio total kjeldahl (NTK)
(mgN.L
-1
)
EF 45 38,17 6,79 25,58 52,51
EB 45 55,34 17,12 10,58 102,55
A
1
45 48,08 9,36 31,75 65,63
A
2
45 45,84 8,61 18,52 59,89
Nitrogênio amoniacal (N-NH
3
)
(mgN.L
-1
)
EF 45 32,71 6,18 16,94 45,12
EB 43 7,75 1,98 1,59 11,14
A
1
43 6,16 1,27 3,82 9,05
A
2
43 5,93 1,20 3,49 9,07
Fósforo total (P-T)
(mgP.L
-1
)
EF 43 5,78 1,03 4,06 8,61
EB 45 5,30 1,56 1,03 8,44
A
1
45 5,15 1,07 3,25 7,94
A
2
45 4,74 0,78 3,46 6,13
Ortofosfato solúvel (O-S)
(mgP.L
-1
)
EF 45 4,84 0,92 3,03 6,70
Nota: Pc - Ponto de coleta.
5.3.1 - Nitrogênio total kjeldahl (NTK)
A Figura 5.8 ilustra a variação espaço temporal das concentrações de NTK ao longo
do estudo. A concentração média no EB foi de 66,02mgN.L
-1
, diminuindo ao longo da série.
Nos efluentes A
1
e A
2
as concentrações médias foram, respectivamente, de 50,69 e
48,64mgN.L
-1
, enquanto no EF foi determinada uma concentração média de 38,17mgN.L
-1
.
Segundo Metcalf & Eddy (2003) este esgoto pode ser classificado como médio, em relação à
concentração de NTK.
Apresentação e análise dos resultados 59
Apesar da ANOVA (Tabela 5.9) reconhecer a existência de diferenças significativas
(α = 0,05) entre as concentrações médias do conjunto de dados de NTK, a Figura 5.8a
(método do GT-2) demonstra que não houve diferença significativa entre as lagoas
anaeróbias, o que explica a baixa eficiência de remoção (4,04%) de NTK entre A
1
e A
2
.
Na lagoa facultativa, a remoção de NTK, em relação ao EB, foi maior (42,19%) que
na série anaeróbia (26,32%), visto que, houve remoção de nitrogênio amoniacal pelos
mecanismos atuantes nesse reator. As melhores remoções de NTK observadas no efluente do
Módulo II da ETE de Mangabeira ocorreram nos meses de Junho e Julho, como pode ser
observado na Figura 5.8b.
NTK
0,00
20,00
40,00
60,00
80,00
100,00
120,00
140,00
1 3 5 7 9 111315171921232527293133353739414345
Coletas
mgN.L
-1
EB
A1
A2
EF
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 17813,75 3 5937,917 39,07116 2,10856E-19 2,655938
Dentro dos grupos 26747,95 176 151,977
Total 44561,7 179
Tabela 5.9 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos dados de
NTK.
Figura 5.8 - Variação das concentrações de NTK obtidas na monitoração do esgoto
bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira,
João Pessoa - PB, no período entre Março e Novembro de 2005.
Apresentação e análise dos resultados 60
NTK
30,00
35,00
40,00
45,00
50,00
55,00
60,00
65,00
70,00
EB A1 A2 EF
Pontos de coleta
mgN.L
-1
Linf
Med
Lsup
Remoção de NTK
-10,00
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
Abril Mai o Junho Julho Agosto Setembro Outubro Média
Meses
Eficiência de remoção (%
)
EB-A 1
A1-A2
EB-A 2
A2-EF
EB-EF
Figura 5.8a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método GT-2) de NTK no
esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF.
Figura 5.8b - Remoção média mensal e remoção média global de NTK no Módulo II
da ETE de Mangabeira.
Apresentação e análise dos resultados 61
5.3.2 - Nitrogênio amoniacal (N-NH
3
)
A Figura 5.9 ilustra o comportamento de N-NH
3
no Módulo II da ETE de
Mangabeira ao longo do estudo. A concentração média de nitrogênio amoniacal no EB foi de
55,34mgN.L
-1
, variando entre 10,58 e 102,55mgN.L
-1
. A relação N-NH
3
/NTK indica que
83,82% do nitrogênio contido no afluente está sob a forma amoniacal, estando acima do
relatado (60%) por Barnes & Bliss (1983).
Como o NTK, o nitrogênio amoniacal diminuiu ao longo da série, sendo as
concentrações médias encontradas em A
1
, A
2
e EF, de 48,08; 45,84 e 32,71mgN.L
-1
,
respectivamente. As altas relações N-NH
3
/NTK em A
1
(94,85%) e A
2
(94,25%), e até mesmo
no EB, em virtude do tempo de permanência deste nos poços úmidos das estações elevatórias,
resultam da predominância da atividade bacteriana degradadora, caracterizada pela conversão
de nitrogênio orgânico em nitrogênio amoniacal.
Na série anaeróbia houve uma eficiência de remoção de nitrogênio amoniacal em
torno de 17%. A análise de variância, ilustrada na Figura 5.9a, mostra que a insignificância
das concentrações médias de N-NH
3
entre as lagoas anaeróbias contribuiu para esse pequeno
percentual de remoção.
Na lagoa facultativa, o pH médio de 7,77 variando entre 7,13 e 8,50, associado à
ação dos ventos e à turbulência da água, provavelmente, contribuíram para remoção de
amônia por volatilização, enquanto a presença de clorofila “a” (455,67µg.L
-1
) contribuiu para
a assimilação biológica, pois, a remoção de nitrogênio amoniacal nesta lagoa, em relação ao
EB, foi de 40,90%. Essa eficiência superou as das ETEs de Monteiro (16,50%) e Guarabira
(3,24%), sendo, no entanto, ligeiramente inferior à remoção verificada na ETE de Campina
Grande (42,32%). Von Sperling (1996) afirma que a melhor condição para ocorrência da
volatilização da amônia é a pH superior a 11, pois praticamente toda amônia está na forma
gasosa. No entanto, este valor de pH dificilmente será atingido em lagoas de estabilização,
mesmo nas de maturação, que por possuírem baixas profundidades favorecem uma intensa
atividade fotossintética e aumento do pH.
De acordo com Sousa (1994) a ETE de Guarabira apresentou concentrações de N-
NH
3
superiores às do EB, no período de seca, em Outubro e Dezembro de 1990 e em Outubro
de 1991, sendo tal comportamento atribuído à extensão da camada anaeróbia, no reator
facultativo profundo (2,20m), que produziu grandes concentrações de amônia, devido à
degradação da matéria orgânica no sedimento, que não foi absorvida pela biota.
Apresentação e análise dos resultados 62
As maiores remoções de nitrogênio amoniacal, no Módulo II da ETE de Mangabeira,
foram observadas em abril, como mostra a Figura 5.9b, estando relacionadas com as maiores
temperaturas e com os maiores valores de pH.
N-NH
3
0,00
20,00
40,00
60,00
80,00
100,00
120,00
140,00
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37 39 41 43 45
Coletas
mgN.L
-1
EB
A1
A2
EF
N-NH
3
25,00
30,00
35,00
40,00
45,00
50,00
55,00
60,00
EB A1 A2 EF
Pontos de coleta
mgN.L
-1
Linf
Med
Lsup
Figura 5.9 - Variação das concentrações de N-NH
3
obtidas na monitoração do esgoto
bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira,
João Pessoa - PB, no período entre Março e Novembro de 2005.
Figura 5.9a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método GT-2) de N-NH
3
no
esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF.
Apresentação e análise dos resultados 63
Remoção de N-NH
3
-10,00
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
Abril Mai o Junho Julho Agosto Setembro Outubro Médi a
Meses
Eficiência de remoção (%)
EB-A 1
A1-A2
EB-A 2
A2-EF
EB-EF
5.3.3 - Fósforo Total (P-T)
As variações nas concentrações de fósforo total no afluente e nos efluentes do
sistema, no período de estudo, estão apresentadas na Figura 5.10. A concentração média de
fósforo total no EB foi de 7,75mgP.L
-1
, variando entre 1,59 e 11,14mgP.L
-1
. Estes valores são
atribuídos ao fósforo orgânico e inorgânico presente nas fezes humanas, bem como nos restos
de comida e detergentes sintéticos. Para fósforo total, de acordo com a classificação de
Metcalf & Eddy (2003), esse esgoto também é classificado como médio.
Ao longo da série de lagoas, do Módulo II, a concentração de fósforo total diminuiu.
Nos efluentes A
1
e A
2
foi observada uma eficiência de remoção, em relação ao EB, de 20,46 e
23,42%, respectivamente, podendo ser atribuída à digestão do material protéico afluente e ao
predomínio da sedimentação do fósforo em relação à sua liberação do sedimento (HORNE &
GOLDMAN, 1994). Desta forma, como a eficiência de remoção de fósforo total depende da
quantidade que sedimenta comparada à liberada do sedimento (MARA & PEARSON, 1986),
a maior fração sedimentada justifica a remoção observada.
Na lagoa facultativa secundária, a concentração média de 5,78mgP.L
-1
foi bastante
próxima à da série anaeróbia (5,93mgP.L
-1
), evidenciando equilíbrio entre a sedimentação do
fósforo e sua liberação do sedimento. A análise de variância observada na Figura 5.10a
demonstra a insignificância entre as concentrações médias dos respectivos grupos de dados de
Figura 5.9b - Remoção média mensal e remoção média global de N-NH
3
no Módulo
II da ETE de Mangabeira.
Apresentação e análise dos resultados 64
fósforo total entre as lagoas anaeróbias e a lagoa facultativa. O Módulo II da ETE de
Mangabeira proporcionou uma redução de 25,47% na concentração de fósforo total.
A remoção de fósforo total na ETE de Mangabeira foi semelhante à obtida (25,11%)
por Florentino (1992) e superior à encontrada (-3,74%) por Oliveira (2002), na ETE de
Monteiro. No entanto, essa remoção foi inferior à observada na ETE de Campina Grande
(31,50%) (Ibid.). A Figura 5.10b mostra que a remoção mensal de fósforo total foi maior nos
meses de Maio, Junho e Julho.
Fósforo total
0,00
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
12,00
135791113151719212325272931333537394143
Coletas
mgP.L
-1
EB
A1
A2
EF
Figura 5.10 - Variação das concentrações de fósforo total obtidas na monitoração do
esgoto bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de
Mangabeira, João Pessoa - PB, no período entre Março e Novembro de
2005.
Apresentação e análise dos resultados 65
Fósforo total
5,00
5,50
6,00
6,50
7,00
7,50
8,00
8,50
EB A1 A2 EF
Pontos de coleta
mgP.L
-1
Linf
Med
Lsup
Remoção de fósforo total
-30,00
-20,00
-10,00
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
Abril Mai o J unho Julho Agosto Setembro O utubro Média
Meses
Eficiência de remoção (%
)
EB-A1
A1-A2
EB-A2
A2-EF
EB-EF
Figura 5.10a - Médias e intervalos de comparação gráfica (método GT-2) do fósforo
total no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF.
Figura 5.10b - Remoção média mensal e remoção média global de fósforo total no
Módulo II da ETE de Mangabeira.
Apresentação e análise dos resultados 66
5.3.4 - Ortofosfato solúvel (O-S)
As variações das concentrações de ortofosfato solúvel medidas no afluente e nos
efluentes do sistema são ilustradas na Figura 5.11. A concentração média de ortofosfato
solúvel no EB foi de 5,30mgP.L
-1
, variando entre 1,03 e 8,44mgP.L
-1
. Nas lagoas anaeróbias a
concentração diminuiu para 5,15 e 4,74mgP.L
-1
, em A
1
e A
2
, respectivamente. A relação entre
ortofosfato solúvel e fósforo total aumentou de 68,37%, no EB, para 83,60% na A
1
e 79,93%
na A
2
. Esses percentuais destacam uma maior predominância de ortofosfato solúvel na
composição do fósforo total do sistema.
Na lagoa facultativa, a concentração média de 4,84mgP.L
-1
é muito desagradável,
visto que, o ortofosfato solúvel está diretamente disponível a biota aquática (SAWYER et al.,
1994; VON SPERLING, 1996), o que pode acarretar sérios problemas ao corpo receptor. A
relação entre ortofosfato solúvel e fósforo total de 83,74% indica que houve predominância da
liberação de ortofosfato solúvel, da camada de lodo, que atuou como fornecedora desta fração
de fósforo para a massa liquida.
O valor médio de pH (7,77), relativamente baixo, inferior ao mencionado por Moutin
et al. (1992), Toms et al. (1975) e Somiya & Fujii (1984) apud Oliveira (1990) como
favorável à precipitação química de fósforo, pouco contribuiu para a remoção dessa forma de
fósforo. Além disso, a presença fitoplanctônica, expressa como clorofila “a” (455,67µg.L
-1
),
parece ter sido insuficiente para assimilar e remover ortofosfatos da massa liquida,
caracterizado pela ressolubilização (2,12%) de ortofosfato solúvel, na lagoa facultativa, em
relação a lagoa anaeróbia 2, que diminuiu a eficiência do sistema para 8,66%, contra 10,55%
da série anaeróbia. A Tabela 5.10 mostra que não houve diferença significativa entre o
ortofosfato solúvel
do EB e dos efluentes A
1
, A
2
e EF, o que provavelmente contribuiu para a
pequena remoção desta fração de fósforo no sistema.
A Figura 5.11a mostra que a remoção mensal de ortofosfato solúvel, assim com o
fósforo total, foi maior nos meses de Maio, Junho e Julho.
Fonte da variação SQ gl MQ F valor-P F crítico
Entre grupos 9,216993 3 3,072331 2,437116 0,066264575 2,655938
Dentro dos grupos 221,873 176 1,260642
Total 231,09 179
Tabela 5.10 - Resumo da análise de variância ANOVA (fator único) aplicada aos
dados de ortofosfato solúvel.
Apresentação e análise dos resultados 67
Ortofosfato solúvel
0,00
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
12,00
1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23 25 27 29 31 33 35 37 39 41 43 45
Coletas
mgP.L
-1
EB
A1
A2
EF
Remoção de ortofosfato solúvel
-20,00
-15,00
-10,00
-5,00
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
25,00
30,00
Abril Mai o J unho Julho Agosto Setembro O utubro Média
Meses
Eficiência de remoção (%
)
EB-A1
A1-A2
EB-A2
A2-EF
EB-EF
Figura 5.11 - Variação das concentrações de ortofosfato solúvel obtidas na
monitoração do esgoto bruto e dos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo
II da ETE de Mangabeira, João Pessoa - PB, no período entre Março
e Novembro de 2005.
Figura 5.11a - Remoção média mensal e remoção média global de ortofosfato solúvel
no Módulo II da ETE de Mangabeira.
Apresentação e análise dos resultados 68
A partir da vazão afluente média de 3068,93m
3
/dia obtida entre 20 de Julho e 20 de
Setembro de 2005 e das concentrações médias de NTK, N-NH
3
, fósforo total e ortofosfato
solúvel, no EF, foi possível estimar as cargas mensais e média (Tabela 5.11), do período total,
entre 13 de abril e 19 de outubro de 2005, destas espécies de nutrientes lançadas, no rio Cuiá,
pelo Módulo II da ETE de Mangabeira.
Tabela 5.11 - Cargas médias mensais e médias do período total de monitoração de NTK, N-
NH
3
, fósforo total (P-T) e ortofosfato solúvel (O-S) lançadas no rio Cuiá pelo
Módulo II da ETE de Mangabeira.
Carga (kg.mês
-1
)
Nutriente
Abril Maio Junho Julho Agosto Setembro Outubro
TOTAL
NTK
4136,37 3765,48 2647,28 3008,80 3587,18 3819,79 4609,94
25068,46
N-NH
3
2733,61 3200,96 2371,15 2577,26 3241,05 3474,50 4058,61
21482,47
P-T
674,15 511,64 404,68 480,06 580,82 581,12 690,79
3793,01
O-S
512,94 421,60 320,56 392,62 526,69 509,09 554,57
3178,85
As cargas de nitrogênio e fósforo lançadas no rio Cuiá foram bastante elevadas,
durante o período de estudo, mas poderiam ser extremamente superiores a estas, não fossem
as remoções operadas pelo sistema, as quais podem ser observadas nas Figuras 5.8b, 5.9b,
5.10b e 5.11a.
5.4 - Estudo das matrizes de correlação
Os coeficientes de correlação de Pearson entre as variáveis pH, temperatura, DBO
5
,
DQO, NTK, N-NH
3
, fósforo total (P-T) e ortofosfato solúvel (O-S) são apresentados nas
Tabelas 5.12, 5.13 e 5.14 para o esgoto bruto afluente ao sistema, efluente da lagoa anaeróbia
1 e efluente da lagoa anaeróbia 2, respectivamente. Para o efluente da lagoa facultativa foram
acrescentados as variáveis oxigênio dissolvido (OD) e clorofila “a”, sendo os coeficientes de
correlação apresentados na Tabela 5.15. Todos os coeficientes de correlação, significativos ao
nível de significância especificado, foram assinalados com um asterisco (*).
No esgoto bruto houve correlação significativa e negativa entre pH e ortofosfato
solúvel (r = -0,469; α = 0,05). Esta correlação está associada à biodegradação do material
orgânico nos poços úmidos das estações elevatórias, sob condições anaeróbias, onde
ortofosfato solúvel e ácidos orgânicos estão sendo liberados.
A temperatura apresentou correlação positiva e significativa com a maioria das
variáveis no EB, exceto com o pH e a DQO. A correlação significativa e positiva entre DQO e
Apresentação e análise dos resultados 69
ortofosfato solúvel (r = 0,376; α = 0,05), no EB, pode ser explicada pelo aumento da fração de
ortofosfato solúvel oriundo da digestão do material orgânico ainda nos poços úmidos das
estações elevatórias.
O pH apresentou correlação significativa e positiva com o fósforo total (r = 0,410; α
= 0,05) no A
1
e com o fósforo total (r = 0,497; α = 0,05), ortofosfato solúvel (r = 0,463; α =
0,05) e nitrogênio amoniacal (r = 0,389; α = 0,05) no efluente A
2
. Neste caso, o consumo de
ácidos orgânicos, pelas bactérias metanogênicas, está promovendo “aumento” do pH.
A DBO
5
apresentou correlações negativas com o ortofosfato solúvel (r = -0,441; α =
0,05), fósforo total (r = -0,453; α = 0,05) e NTK (r = -0,378; α = 0,05), na segunda lagoa
anaeróbia. No efluente da lagoa facultativa, a matéria orgânica, representada como DQO,
também apresentou correlações significativas negativas com o fósforo total (r = -0,489; α =
0,05), ortofosfato solúvel (r = -0,468; α = 0,05) e nitrogênio amoniacal (r = -0,486; α = 0,05).
No efluente da lagoa facultativa houve correlação positiva significativa entre o pH e
as variáveis temperatura (r = 0,526; α = 0,05), clorofila “a” (r = 0,545; α = 0,05) e OD (r =
0,850; α = 0,05); e entre OD e clorofila “a” (r = 0,545; α = 0,05). Estas correlações estão
associadas à atividade fotossintética do fitoplâncton, a qual é mais pronunciada nas horas de
maior radiação solar, ou seja, aumento da biomassa fitoplanctônica, da concentração de OD e
do pH na massa liquida.
Como era esperado, pelo baixo valor médio de pH (7,77) observado na lagoa
facultativa, não houve correlação entre esta variável e o ortofosfato solúvel, demonstrando
que o mecanismo de remoção de fósforo por precipitação química, provavelmente, não
ocorreu.
As espécies de nutrientes nitrogênio e fósforo estão todas correlacionadas
positivamente entre si no EB e em todos os efluentes.
Apresentação e análise dos resultados 70
pH Temperatura DQO DBO
5
P-T O-S NTK N-NH
3
pH 1
Temperatura -0,259 1
DQO 0,294
-0,465*
1
DBO
5
-0,275
0,574*
-0,366 1
P-T
0,410*
-0,308 0,232 -0,039 1
O-S 0,340 -0,272 0,260 -0,067
0,930*
1
NTK 0,296 -0,222 0,021 -0,070
0,869* 0,915*
1
N-NH
3
0,341 -0,269 0,058 -0,118
0,899* 0,926* 0,987*
1
pH Temperatura DQO DBO
5
P-T O-S NTK N-NH
3
pH 1
Temperatura 0,027 1
DQO -0,023 -0,009 1
DBO
5
-0,276 0,272 0,135 1
P-T
0,497*
0,025 -0,201
-0,453*
1
O-S
0,463*
-0,108 -0,186
-0,441* 0,919*
1
NTK 0,298 0,036 -0,182
-0,378* 0,904* 0,872*
1
N-NH
3
0,389*
0,026 -0,138 -0,356
0,886* 0,880* 0,972*
1
pH Temperatura Clorofila “a” DQO DBO
5
P-T O-S NTK N-NH
3
OD
pH 1
Temperatura
0,526*
1
Clorofila “a”
0,545*
0,236 1
DQO 0,092 -0,044 0,282 1
DBO
5
-0,008 0,188 0,006 -0,030 1
P-T 0,158 -0,024 0,150 -0,255 0,257 1
O-S -0,068 -0,168 -0,151
-0,489*
0,093
0,839*
1
NTK 0,268 0,156 0,121
-0,468*
0,133
0,807* 0,777*
1
N-NH
3
0,141 0,083 0,052
-0,486*
0,191
0,826* 0,834* 0,932*
1
OD
0,850*
0,285
0,545*
-0,022 -0,320 0,268 0,113
0,419*
0,290 1
pH Temperatura DQO DBO
5
P-T O-S NTK N-NH
3
pH 1
Temperatura -0,243 1
DQO -0,119 0,164 1
DBO
5
0,083
0,591*
0,155 1
P-T -0,300
0,420*
0,319 0,314 1
O-S
-0,469* 0,406* 0,376*
0,247
0,835*
1
NTK 0,099
0,593*
0,193 0,250
0,593* 0,482*
1
N-NH
3
-0,109
0,380*
0,137 -0,025
0,703* 0,698* 0,772*
1
Tabela 5.12 - Matriz correla
ç
ão das variáveis analisadas no es
g
oto bruto.
Tabela 5.13 - Matriz correla
ç
ão das variáveis analisadas no efluente A
1
.
Tabela 5.14 - Matriz correla
ç
ão das variáveis analisadas no efluente A
2
.
Tabela 5.15 - Matriz correla
ç
ão das variáveis analisadas no efluente final do sistema.
Apresentação e análise dos resultados 71
5.5 - Monitoração (perfil) de 24 horas
Os dois perfis realizados (7 de setembro e 19 de outubro) tiveram por objetivo
analisar as variações das variáveis do esgoto bruto e dos efluentes, de cada lagoa do sistema,
durante o ciclo diário. Foram realizadas quatro coletas ao longo do dia, sendo as amostras
destinadas às análises das variáveis pH, temperatura, oxigênio dissolvido (OD), clorofila “a”,
DBO
5
, DQO, NTK, N-NH
3
, fósforo total (P-T) e ortofosfato solúvel (O-S). As Tabelas 5.16 e
5.17 apresentam os resultados das variáveis nesses perfis.
5.5.1 - pH
O pH do esgoto bruto no 1° perfil apresentou valor máximo (7,45) às 6h e mínimo
(7,06) às 22h. No 2° perfil, o pH apresentou uma maior tendência à neutralidade, com valores
variando entre 6,78 (22h) e 7,18 (11h).
No efluente das lagoas anaeróbias foi observado, no 1° perfil, um pH máximo de
6,99 em A
1
e de 7,32 em A
2
, ambos às 17h. O 2° perfil mostrou que o pH de ambas as
anaeróbias diminuiu em relação ao primeiro estudo sem, no entanto, se distanciar muito da
neutralidade, sendo seu máximo valor de 6,88 e 7,23 em A
1
e A
2
, respectivamente.
O pH do efluente da lagoa facultativa, no 1° perfil, aumentou de 7,52 (6h) até um
valor máximo de 7,98 (17h), diminuindo para 7,50 às 22h. No 2° perfil também foi observado
aumento do pH ao longo do dia, no entanto, diferentemente do 1° perfil, seu valor máximo
(8,02) foi atingido às 11h, diminuindo para 7,84 às 17h e 7,70 à noite. Os valores de pH no EF
do segundo estudo foram sempre superiores aos do primeiro.
O aumento do pH observado no EF, em ambos os estudos, foi resultado da atividade
fotossintética exercida pela comunidade fitoplanctônica que, nas horas diurnas, proporciona
consumo de CO
2
e libera OH
-
. À noite, ocorre interrupção da fotossíntese pelas algas e
cianobactérias, o que provoca redução do pH em virtude do predomínio do processo
respiratório microbiano, o qual produz CO
2
em proporção superior a que é consumida. A
Figura 5.12 apresenta a variação do pH no esgoto bruto e nos efluentes ao longo do dia.
5.5.2 - Temperatura
As temperaturas do esgoto bruto e dos efluentes, nos dois perfis, variaram pouco.
Foram observados no segundo estudo valores maiores de temperatura em virtude dos fatores
climáticos, como ausência de nuvens densas e de chuvas antes e durante as coletas, serem
Apresentação e análise dos resultados 72
favoráveis à sua elevação. O máximo valor observado foi de 31°C. A Figura 5.13 apresenta a
variação da temperatura no esgoto bruto e nos efluentes ao longo do dia.
5.5.3 - Oxigênio dissolvido (OD)
A concentração de OD foi medida apenas no efluente da lagoa facultativa. No 1°
perfil a concentração aumentou de 0,8mg.L
-1
(6h) para um máximo de 8,8mg.L
-1
(11h),
diminuindo à tarde (17h) para 8,5 mg.L
-1
e, drasticamente, à noite (22h) para 0,8mg.L
-1
. No 2°
perfil foi constatado comportamento semelhante, sendo as concentrações observadas de 1,2
mg.L
-1
às 6h; 9,7mg.L
-1
às 11h; 7mg.L
-1
às 17h e 0,9 mg.L
-1
às 22h. As altas concentrações de
OD ao longo do dia refletem a grande produção de oxigênio pela atividade fotossintética nas
horas de intensa radiação solar, enquanto a mínima concentração, no período noturno, indica a
predominância da respiração microbiana. A Figura 5.14 apresenta a variação de oxigênio
dissolvido no efluente do sistema ao logo do dia.
5.5.4 - Clorofila “a”
A biomassa fitoplanctônica, expressa como clorofila “a”, foi quantificada nos
efluentes A
2
e EF. No A
2
a clorofila “a” variou entre 20,93µg.L
-1
(22h) e 157,43µg.L
-1
(11h),
no 1° perfil, enquanto no EF a variação observada foi entre 430,43µg.L
-1
(22h) e 493,22µg.L
-1
(11h). No 2° perfil a clorofila “a” variou entre 42,77µg.L
-1
(6h) e 110,11µg.L
-1
(11h) e entre
566,93µg.L
-1
(6h) e 591,50µg.L
-1
(11h) nos efluentes de A
2
e EF, respectivamente. Nos dois
perfis, e em ambos os efluentes, as máximas concentrações de clorofila “a” foram observadas
no período diurno no horário entre 11 e 17h, comportamento idêntico às concentrações de
OD. As concentrações de clorofila “a” observadas no efluente do Módulo II da ETE de
Mangabeira, em ambos os perfis, foram superiores à encontrada (176µg.L
-1
) no efluente da
ETE de Guarabira, que possuia uma lagoa facultativa secundária com 2,2m de profundidade e
10920m
2
de área, no período de seca, por Sousa (1994). A Figura 5.15 apresenta a variação da
clorofila “a” nos efluentes A
2
e EF ao longo do dia.
5.5.5 - DBO
5
A DBO
5
do esgoto bruto variou entre 201 e 406mg.L
-1
no 1° perfil e entre 240 e
301mg.L
-1
no 2° perfil. Em ambos os estudos as concentrações máxima e mínima foram
observadas as 11 e 17h, respectivamente.
Apresentação e análise dos resultados 73
No 1° perfil, no efluente das lagoas anaeróbias, a concentração máxima de DBO
5
observada foi de 76mg.L
-1
em A
1
e 53mg.L
-1
em A
2
, as 6 e 11h, respectivamente. No 2°
perfil a máxima concentração foi observada às 6h, em ambos efluentes, sendo de 75mg.L
-1
em
A
1
e 37mg.L
-1
em A
2
. As baixas concentrações observadas nas duas lagoas anaeróbias, nos
dois perfis, indicam a boa remoção de matéria orgânica ao longo do ciclo diário.
No efluente da lagoa facultativa foi observada pequena variação na DBO
5
em ambos
os perfis, sendo entre 11 e 28mg.L
-1
no 1° perfil e entre 15 e 23mg.L
-1
no 2° perfil. As
maiores concentrações foram observadas as 6 e 11h. A Figura 5.16 apresenta a variação da
DBO
5
no esgoto bruto e nos efluentes ao longo do dia.
5.5.6 - DQO
O esgoto bruto apresentou DQO, no 1° perfil, variando entre 611 e 1135mg.L
-1
,
enquanto no 2° perfil a variação foi entre 864 e 1216mg.L
-1
. Estas grandes flutuações diárias
da DQO são típicas de águas residuárias urbanas predominantemente domésticas conforme
atesta a literatura (SILVA & MARA, 1979; MENDONÇA, 2000).
No 1° perfil as lagoas anaeróbias apresentaram as maiores concentrações as 6 e 11h,
com variações entre 236 e 378mg.L
-1
em A
1
e entre 194 e 297mg.L
-1
em A
2
. No 2° perfil a
concentração de DQO variou entre 258 e 333mg.L
-1
em A
1
e entre 176 e 303mg.L
-1
em A
2
.
Nestas lagoas as variações foram bem inferiores às observadas no EB.
As concentrações de DBO
5
e DQO observadas no efluente da lagoa facultativa
revelam que à remoção de matéria orgânica se dá de forma semelhante nos dois perfis, mesmo
sob a influência de condições climáticas distintas. A Figura 5.17 apresenta a variação da DQO
no esgoto bruto e nos efluentes ao longo do dia.
5.5.7 - Nitrogênio total kjeldahl (NTK)
No 1° perfil a concentração de NTK no esgoto bruto apresentou valor máximo
(57,43mgN.L
-1
) às 6h, diminuindo para 51,69mgN.L
-1
, às 11h, e 27,89mgN.L
-1
, às 17h. À
noite (22h) a concentração aumentou para 54,15mgN.L
-1
. No 2° perfil as concentrações foram
superiores, com valor máximo (77,12mgN.L
-1
) às 11h e mínimo (56,61mgN.L
-1
) às 22h.
As lagoas anaeróbias apresentaram pequenas variações na concentração do NTK em
ambos os perfis. No 1° perfil, as concentrações em A
1
e A
2
variaram, respectivamente, entre
49,22 e 53,33mgN.L
-1
; e entre 47,58 e 50,86mgN.L
-1
. O 2° perfil foi caracterizado por
Apresentação e análise dos resultados 74
concentrações maiores, com variações entre 61,53 e 65,63mgN.L
-1
em A
1
e entre 60,71 e
63,99mgN.L
-1
em A
2
. No 1° perfil A
1
apresentou maior concentração, em relação a A
2
, as 6 e
11h; e menor concentração as 17 e 22h. No 2° perfil ocorreu o inverso.
O EF apresentou concentração máxima (43,48mgN.L
-1
) às 6h e mínima as 11 e 22h
no 1° perfil. No 2° perfil não foi observada variação, sendo a concentração constante
(52,51mgN.L
-1
) em todos os horários.
Assim, foi constatada a pequena variação de NTK nos efluentes em todos os
horários, sendo estas concentrações bastante homogêneas ao longo do dia e maiores no mês
de outubro. A Figura 5.18 apresenta a variação do NTK no esgoto bruto e nos efluentes ao
longo do dia.
5.5.8 - Nitrogênio amoniacal (N-NH
3
)
O nitrogênio amoniacal apresentou comportamento idêntico ao NTK nos dois perfis.
No 1° perfil A
1
apresentou maior concentração, em relação à A
2
, as 11 e 17h; e menor
concentração as 6 e 22h. No 2° perfil a concentração mínima foi verificada apenas às 6h, no
entanto esta diferença foi muito pequena (0,82mgN.L
-1
).
No efluente da lagoa facultativa foi observado que o nitrogênio amoniacal se
comportou de forma mais constante no 1° perfil. Em ambos os perfis a concentração de N-
NH
3
, nesta lagoa, foi menor que na série anaeróbia, sugerindo que os mecanismos de absorção
pelo fitoplâncton e volatilização de amônia para a atmosfera, provavelmente, atuaram na
remoção de nitrogênio amoniacal, principalmente durante o dia. A Figura 5.19 apresenta a
variação do nitrogênio amoniacal no esgoto bruto e nos efluentes ao longo do dia.
5.5.9 - Fósforo total (P-T)
No 1° perfil a concentração máxima de fósforo total no esgoto bruto foi de
7,84mgP.L
-1
, encontrada às 11h, enquanto a menor foi de 3,73mgP.L
-1
, às 17h. No 2° perfil a
concentração máxima (10,63mgP.L
-1
) foi observada, também, às 11h e mínima (8,14) às 22h.
A primeira lagoa anaeróbia apresentou tendência de diminuir a concentração de
fósforo total nos horários de 6h e, principalmente, 11h, no 1° perfil. No período da tarde (17h)
e à noite (22h) a concentração aumentou. Na segunda lagoa anaeróbia foi observado um
aumento da concentração de fósforo total em todos os horários. No 2° perfil houve redução de
Apresentação e análise dos resultados 75
fósforo total em cada lagoa, mesmo estas concentrações sendo elevadas às 22h (8,14mgP.L
-1
)
em A
1
e às 11h (7,88mgP.L
-1
) em A
2
.
No efluente da lagoa facultativa a concentração de fósforo total, no 1° perfil, foi
maior que a do A
2
e do esgoto bruto as 17h (9,23mgP.L
-1
) e 22h (6,08). No 2° perfil, a
concentração de fósforo total no EF foi superior a do A
2
as 6 e 22h, sendo inferior às 17h. As
altas concentrações de fósforo total no EF demonstram a incapacidade da lagoa facultativa de
Mangabeira para remoção de fósforo total. A Figura 5.20 apresenta a variação do fósforo total
no esgoto bruto e nos efluentes ao longo do dia.
5.5.10 - Ortofosfato solúvel (O-S)
Para o 1° perfil a concentração de ortofosfato solúvel no esgoto bruto variou entre
2,22mgP.L
-1
(17h) e 5,68mgP.L
-1
(11h). No 2° perfil a concentração mínima foi observada as
22h (4,06mgP.L
-1
) e máxima (5,91mgP.L
-1
), também, às 11h.
No 1° perfil houve liberação de ortofosfatos solúvel da camada de lodo às 6, 17 e
22h em A
1
e às 6 e 22h em A
2
, sendo esta liberação mais intensa às 22h, provavelmente em
virtude das condições mais pronunciadas de anaerobiose. No 2° perfil a liberação de
ortofosfatos em A
1
ocorreu em todos os horários e não foi observado tal comportamento em
A
2
.
No efluente da lagoa facultativa a concentração de ortofosfatos solúvel variou, no 1°
perfil, entre 4,92 e 5,38mgP.L
-1
. No 2° perfil a concentração de ortofosfato variou entre 5,23 e
6,48mgP.L
-1
. A grande flutuação observada no segundo estudo é resultado da maior liberação
de ortofosfatos ocorrida às 6h. A Figura 5.21 apresenta a variação do ortofosfato solúvel no
esgoto bruto e nos efluentes ao longo do dia.
De acordo com as Figuras 5.13, 5.14, 5.15, 5.18, 5.19, 5.20 e 5.21 pode ser
constatado que, no 2° perfil, o valor da temperatura e das concentrações de NTK, N-NH
3
,
fósforo total, ortofosfato solúvel, clorofila “a” e OD, foram superiores às verificadas no 1°
perfil.
Os resultados das concentrações das variáveis monitoradas no esgoto bruto e nos
efluentes A
1
, A
2
e EF, nos dois estudos do ciclo diário, foram compatíveis com os resultados
médios da monitoração de rotina realizada entre as 8 e 9h da manhã. Esta constatação
demonstra a representatividade das amostras coletadas ao longo do período de estudo.
Apresentação e análise dos resultados 76
Tabela 5.16 - Medidas das variáveis obtidas no perfil no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e
EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7 de Setembro de
2005.
Variáveis Ponto de coleta 6h 11h 17h 22h
EB 7,45 7,12 7,30 7,06
A
1
7,06 6,96 6,99 6,85
A
2
7,26 7,30 7,32 6,99
pH
EF 7,52 7,75 7,98 7,50
EB 28 30 28 28
A
1
27 29 28 27
A
2
27 29 28 27
Temperatura (ºC)
EF 27 31 29 27
EB - - - -
A
1
- - - -
A
2
- - - -
Oxigênio dissolvido (OD)
(mg.L
-1
)
EF 0,8 8,8 8,50 0,8
EB - - - -
A
1
- - - -
A
2
22,75 157,43 37,31 20,93
Clorofila “a” (µg.L
-1
)
EF 460,46 493,22 478,66 430,43
EB 225 406 201 283
A
1
76 59 61 70
A
2
40 53 40 37
DBO
5
(mg.L
-1
)
EF 28 20 15 11
EB 1095 1135 611 892
A
1
378 338 236 257
A
2
257 297 194 257
DQO (mg.L
-1
)
EF 230 176 361 270
EB 57,43 51,69 27,89 54,15
A
1
51,69 53,33 50,04 49,22
A
2
50,86 47,58 50,86 50,86
Nitrogênio total kjeldahl (NTK) (mgN.L
-1
)
EF 43,48 38,56 41,84 38,56
EB 50,86 42,12 24,61 43,48
A
1
49,22 51,69 50,04 49,22
A
2
50,86 46,76 49,22 50,86
Nitrogênio amoniacal (N-NH
3
)
(mgN.L
-1
)
EF 37,74 37,74 37,74 36,92
EB 6,54 7,84 3,73 5,71
A
1
5,91 5,97 5,63 5,83
A
2
6,20 6,14 7,87 6,05
Fósforo total (P-T)
(mgP.L
-1
)
EF 6,14 5,77 9,23 6,08
EB 4,75 5,68 2,22 4,02
A
1
4,82 5,33 5,16 4,90
A
2
5,07 4,87 4,78 5,19
Ortofosfato solúvel (O-S)
(mgP.L
-1
)
EF 5,38 5,24 4,92 5,12
Apresentação e análise dos resultados 77
Tabela 5.17 - Medidas das variáveis obtidas no perfil no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e
EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 19 de Outubro de
2005.
Variáveis Ponto de coleta 6h 11h 17h 22h
EB 7,02 7,18 7,01 6,78
A
1
6,80 6,58 6,88 6,79
A
2
7,10 7,16 7,11 7,23
pH
EF 7,60 8,02 7,84 7,70
EB 30 31 29 29
A
1
29 29 29 29
A
2
28 31 29 28
Temperatura (ºC)
EF 28 31 29 28
EB - - - -
A
1
- - - -
A
2
- - - -
Oxigênio dissolvido (OD)
(mg.L
-1
)
EF 1,2 9,7 7,0 0,9
EB - - - -
A
1
- - - -
A
2
42,77 110,11 71,89 43,68
Clorofila “a” (µg.L
-1
)
EF 566,93 591,50 584,22 578,76
EB 293 301 240 270
A
1
75 67 67 61
A
2
37 35 33 36
DBO
5
(mg.L
-1
)
EF 22 23 16 15
EB 909 1000 864 1216
A
1
258 288 333 324
A
2
303 258 288 176
DQO (mg.L
-1
)
EF 242 258 212 176
EB 69,73 77,12 63,99 56,61
A
1
62,35 61,53 65,53 61,53
A
2
63,17 63,99 63,99 60,71
Nitrogênio total kjeldahl (NTK) (mgN.L
-1
)
EF 52,51 52,51 52,51 52,51
EB 56,61 65,63 49,22 41,84
A
1
58,25 59,07 61,53 57,43
A
2
57,43 57,43 58,25 55,79
Nitrogênio amoniacal (N-NH
3
)
(mgN.L
-1
)
EF 49,30 45,12 42,66 43,48
EB 8,14 10,63 8,54 5,84
A
1
7,80 7,40 7,94 8,14
A
2
7,26 7,88 7,63 7,83
Fósforo total (P-T)
(mgP.L
-1
)
EF 8,08 7,54 6,81 7,97
EB 5,27 5,91 7,84 4,06
A
1
5,96 6,23 6,05 6,05
A
2
5,59 5,66 5,37 6,03
Ortofosfato solúvel (O-S)
(mgP.L
-1
)
EF 6,48 5,57 5,23 6,07
Apresentação e análise dos resultados 78
pH - 1° Perfil
5,50
6,00
6,50
7,00
7,50
8,00
8,50
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
EB
A1
A2
EF
pH - 2° Perfil
5,5
6
6,5
7
7,5
8
8,5
6:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
EB
A1
A2
EF
Temperatura - 1° Perfil
25
26
27
28
29
30
31
32
6:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
°C
EB
A1
A2
EF
Temperatura - 2° Perfil
25
26
27
28
29
30
31
32
6:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
°C
EB
A1
A2
EF
OD - 1° Perfil
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
10,0
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mg.L-1
EF
OD - 2° Perfil
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
10,0
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
µg.L-1
EF
Figura 5.12 - Variação do valor do pH ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e
EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05 (1° perfil) e
19/10/05 (2° perfil).
Figura 5.13 - Variação da medida de temperatura ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e nos
efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05
(1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil).
Figura 5.14 - Variação da concentração de OD ao longo do ciclo diário no efluente EF do Módulo II da
ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05 (1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil).
Apresentação e análise dos resultados 79
Clorofila "a" - 1° Perfil
0
100
200
300
400
500
600
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
µg.L-1
EF
A2
Clorofila "a" - 2° Perfil
0
100
200
300
400
500
600
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
µg.L-1
EF
A2
DBO
5 -
1° Perfil
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mg.L-1
EB
A1
A2
EF
DBO
5
- 2° Perfil
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mg.L-1
EB A1
A2 EF
DQO - 1° Perfil
0
200
400
600
800
1000
1200
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mg.L-1
EB
A1
A2
EF
DQO - 2° Perfil
0
200
400
600
800
1000
1200
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mg.L-1
EB
A1
A2
EF
Figura 5.15 - Variação da concentração de clorofila “a” ao longo do ciclo diário nos efluentes A
2
e EF
do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05 (1° perfil) e 19/10/05
(2° perfil).
Figura 5.16 - Variação da DBO
5
ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF
do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05 (1° perfil) e 19/10/05
(2° perfil).
Figura 5.17 - Variação da DQO ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e nos efluentes A
1
, A
2
e EF do
Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05 (1° perfil) e 19/10/05 (2°
perfil).
Apresentação e análise dos resultados 80
NTK - 1° Perfil
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
80,00
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mgN.L-1
EB
A1
A2
EF
NTK - 2° Perfil
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
80,00
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mgN.L-1
EB
A1
A2
EF
NH
3
- 1° Perfil
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mgN.L-1
EB
A1
A2
EF
NH
3
- 2° Perfil
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mgN.L-1
EB
A1
A2
EF
Fósforo total - 1° Perfil
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
10,00
11,00
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mgP.L-1
EB
A1
A2
EF
Fósforo total - 2° Perfil
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
10,00
11,00
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h
)
mgP.L-1
EB
A1
A2
EF
Figura 5.18 - Variação da concentração de NTK ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e nos
efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05
(1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil).
Figura 5.19 - Variação da concentração de N-NH
3
ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e nos
efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05
(1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil).
Figura 5.20 - Variação da concentração de fósforo total ao longo do ciclo diário no esgoto bruto e nos
efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em 7/9/05
(1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil).
Apresentação e análise dos resultados 81
Ortofosfato solúvel- 1° Perfil
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mgP.L-1
EB
A1
A2
EF
Ortofosfato solúvel - 2° Perfil
0,00
1,00
2,00
3,00
4,00
5,00
6,00
7,00
8,00
9,00
06:00 11:00 17:00 22:00
Hora (h)
mgP.L-1
EB
A1
A2
EF
Figura 5.21 - Variação da concentração de ortofosfato solúvel ao longo do ciclo diário no esgoto bruto
e nos efluentes A
1
, A
2
e EF do Módulo II da ETE de Mangabeira, João Pessoa-PB, em
7/9/05 (1° perfil) e 19/10/05 (2° perfil).
Discussão 82
CAPÍTULO 6
DISCUSSÃO
6.1 - Sobre a remoção de nutrientes no Módulo II da ETE de Mangabeira
Em 1992, a configuração convencional anaeróbio-facultativa, de lagoas do Módulo II
da ETE de Mangabeira, foi submetida a estudos pela Superintendência de Administração do
Meio Ambiente (SUDEMA), que, após análise das variáveis temperatura, cor, turbidez, pH,
condutividade elétrica, sólidos totais e suas frações, sólidos sedimentáveis, oxigênio
consumido e dissolvido, DBO
5
, DQO, acidez, alcalinidade, cloretos, dureza e coliformes
fecais do afluente e efluente, emitiu parecer técnico aprovando a qualidade de tratamento da
ETE (SUDEMA, 1992). Esta análise foi realizada, aproximadamente, seis anos após a retirada
dos aeradores e, no entanto, não foi obtida informação alguma sobre as espécies de nutrientes
lançadas no rio Cuiá, sobretudo nitrogênio e, principalmente, fósforo apontado como limitante
(SAWYER et al., 1994) do processo de eutrofização, que serviria de base para avaliar a
evolução das cargas lançadas no corpo receptor, ou seja, a proporção carga/população, para
assim determinar a condição desses despejos com o crescimento populacional.
SILVA et al. (1997) relatam que sistemas de lagoas menos profundas tendem a
remover mais amônia que sistemas mais profundos. Isto é atribuído ao ambiente mais
propício à volatilização e absorção da amônia, tendo em vista que um ambiente mais raso
favorece a fotossíntese e aumento da biomassa fitoplanctônica. A variação de pH da lagoa
facultativa das ETEs de Mangabeira e Campina Grande foi praticamente a mesma e, ao
contrário da lagoa de Campina Grande, mais profunda (3,5m), a concentração do fitoplâncton
na facultativa de Mangabeira foi 7 vezes e meia maior, não refletindo, porém, em maiores
remoções de amônia.
Ferrara & Avci (1982) sugerem que a assimilação biológica remove, em lagoas de
estabilização, mais amônia que a volatilização, principalmente devido à assimilação de
Discussão 83
nitrogênio amoniacal pela biomassa fitoplanctônica. Esta biomassa posteriormente sedimenta
no fundo da lagoa onde será degradada pela atividade bacteriana com produção final de um
resíduo orgânico não biodegradável e amônia, que retorna para a massa liquida. Sendo assim,
a menor eficiência de remoção de N-NH
3
na lagoa facultativa de Mangabeira pode ser
explicada pela maior liberação de N-NH
3
do sedimento.
De acordo com Mara & Pearson (1986), a eficiência na remoção de fósforo total
depende da quantidade que precipita e/ou sedimenta comparada à que retorna via
mineralização e ressolubilização. Segundo Houng & Gloyna (1984), baixas concentrações de
oxigênio dissolvido favorecem condições de anaerobiose no fundo de lagoas facultativas, que
findam por não reter fósforo no sedimento, enquanto os baixos valores de pH impedem a
precipitação de fósforo como hidroxiapatita.
A mudança do sistema aerado para o convencional previa a retirada do lodo das
lagoas anaeróbias a cada dois anos e a retirada do lodo da facultativa a cada dez anos. Para
isto, ficou estabelecido que uma lagoa anaeróbia ficasse em estado de reserva, haja vista sua
baixa carga orgânica volumétrica (43,4gDBO
5
/m
3
.dia) (MENDONÇA, 1994). Contudo as
lagoas anaeróbias passaram a trabalhar em série e, até o período de monitoramento, nunca foi
realizada a retirada de lodo de excesso. A exemplo das lagoas anaeróbias, a lagoa facultativa
também está com lodo acumulado desde o início de sua operação, ou seja, vinte anos atrás.
Assim, na lagoa facultativa, do Módulo II, o lodo acumulado pode estar em excesso,
formando uma grande camada anaeróbia que favoreceu o fornecimento de ortofosfato solúvel
à massa líquida, diminuindo assim, a remoção desta fração de fósforo no reator.
É destacado que na lagoa facultativa do Módulo II da ETE de Mangabeira está
ocorrendo amonificação (relação N-NH
3
/NTK igual a 83,74%) e, consequentemente,
liberação de N-NH
3
da camada de lodo em escala superior à que está sendo eliminada por
assimilação ou volatilização. Isto pode ser observado pelo baixo percentual de remoção
(21,53%), A
2
-EF, de nitrogênio amoniacal na lagoa facultativa.
A partir da monitoração da ETE de Mangabeira foi possível demonstrar que esta
removeu menos nutrientes que a ETE de Campina Grande, que sofreu o mesmo processo de
conversão, no entanto, ambas possuem poder eutrofizante bastante pronunciado, ou seja, seus
efluentes apresentam concentrações de nutrientes, a serem lançadas nos corpos receptores,
superiores às estabelecidas pela Resolução CONAMA 357/05. Diante desta situação, a
SUDEMA poderá exigir baseada no artigo 24, Parágrafo único, item II, da mesma Resolução,
a aplicação de uma melhor tecnologia disponível para o tratamento dos efluentes, compatível
com as condições do respectivo curso de água superficial, mediante fundamentação técnica.
Discussão 84
Neste sentido, as altas concentrações de nitrogênio e fósforo presentes no efluente da
ETE de Mangabeira poderiam sugerir o reuso, de todo, ou parte deste efluente, na agricultura,
por exemplo, como uma alternativa mais adequada que o lançamento em corpos receptores.
Porém, também neste caso, as concentrações médias (32,71mgN-NH
3
.L
-1
e 4,84mgP-PO
4
-3
.L
-
1
)
dos nutrientes estudados, superam os limites considerados normais (0 a 5mgN-NH
3
.L
-1
e 0
a 2mgP-PO
4
-3
.L
-1
) para água de irrigação (AYERS & WESTCOT, 1991).
As altas concentrações de ortofosfato solúvel parecem ser menos problemáticas a
irrigação, uma vez que este possui grande afinidade com íons presentes no solo para formação
de compostos não diretamente assimiláveis por culturas em geral. Esses ortofosfatos
combinados podem ser liberados para as culturas, em baixas quantidades, após degradação
bacteriana. Contudo, o excesso de nitrogênio amoniacal promove um exagerado crescimento
vegetativo, além de retardar culturas, promover tendência ao crescimento horizontal e
provocar colheitas de baixa produtividade.
Sendo assim, é primordial um melhor tratamento do efluente da ETE, com a opção
de retornar à configuração original do sistema com vistas à melhor remoção de nutrientes.
Houng & Gloyna (1984) sugerem que uma série de lagoas Anaeróbia-Facultativa-
Maturação é a melhor configuração para reciclagem e remoção de fósforo. Sugerem, ainda,
que o acréscimo de reatores de maturação aumenta a remoção de fósforo, pois, o sedimento
destas lagoas podem reter fósforo que não será liberado para coluna d’água devido o ambiente
predominantemente aeróbio.
Para remoção da amônia, de águas residuárias, vários autores (NGUYEN &
TANNER, 1998; TIAN et al., 2000; NJOROGE & MWAMACHI, 2004; AZIZ, 2004) citam
o uso de zeólitos. Esses compostos são sólidos tridimensionais, cristalinos e microporosos,
que contêm alumínio, silicone e oxigênio em sua estrutura, e podem armazenar cátions, água,
ou outras moléculas em suas cavidades por adsorção ou troca iônica.
Njoroge & Mwamachi (2004) citam que o uso de zeólitos naturais (cristais de
alumino-silicatos) na remoção de amônia de uma água residuária sintética, composta por
hidróxido de amônio, se deu de forma muito rápida, com metade dos íons de amônio sendo
adsorvidos no primeiro minuto de contato. Relata que são adsorvidos 4mmol de NH
4
+
por
100g de zeólitos, sendo o aumento da temperatura um fator positivo no aumento da adsorção.
Tian et al. (2000), relatam que a remoção de amônia, em um filtro biológico
utilizando zeólitos como meio filtrante para tratar águas residuárias domésticas, foi de 88,4%,
produzindo um efluente cuja concentração de amônia foi de apenas 3,5mgN/L.
Discussão 85
Vale ressaltar, no entanto, que este tipo de tratamento ainda é bastante recente e que
boa parte dos estudos sobre zeólitos se realiza a partir de esgotos sintéticos, os quais não
possuem a grande variedade de íons presentes em esgotos domésticos ou industriais.
6.2 - Comparação de remoção de nutrientes entre sistemas em série compostos por
lagoas anaeróbia e facultativa
As eficiências de remoção das variáveis nitrogênio amoniacal (N-NH
3
), fósforo total
(P-T) e solúvel (O-S) estudadas nas ETEs de Mangabeira, Campina Grande, Guarabira e
Monteiro podem ser comparadas na Tabela 6.1. Nesta, pode ser verificado que o Módulo II
da ETE de Mangabeira apresentou remoção de ortofosfatos solúvel bem inferior às dos
sistema de Campina Grande e Monteiro. Contudo, a remoção ortofosfatos solúvel foi superior
à apresentada pelo sistema de Guarabira, que possuía a lagoa facultativa 0,4m mais profunda
que a lagoa de Mangabeira. Com relação ao fósforo total, houve grande similaridade de
tratamento entre as ETEs de Mangabeira e Guarabira devido, provavelmente, às cargas
orgânicas volumétricas semelhantes, 54,74 e 50gDBO
5
/m
3
.dia, respectivamente, aplicadas na
primeira lagoa anaeróbia de cada ETE.
Apesar da lagoa facultativa do Módulo II da ETE de Mangabeira possuir baixa
profundidade (1,8m), em relação à ETE de Campina Grande que possuía quase o dobro
(3,5m), a concentração de nitrogênio amoniacal no seu efluente foi ligeiramente superior, ou
seja, 1,44% a menos de remoção de N-NH
3
. Entretanto, a remoção desta fração de nitrogênio
foi bem superior àquelas observadas nas ETEs de Guarabira e Monteiro, que possuíam,
ambas, 2,2m de profundidade.
Eficiência de remoção (%)
ETE
NTK N-NH
3
Fósforo total Ortofosfato solúvel
Mangabeira 42,19 40,90 25,47 8,66
Campina Grande
1
- 42,34 31,50 45,83
Guarabira
2
- 3,24 25,11 -3,33
Monteiro
3
- 16,49 -3,73 67,12
1 e 3 - Oliveira, 2002.
2 - Florentino, 1992.
A Tabela 6.1 também demonstra que as remoções de nitrogênio e fósforo em
sistemas de lagoas de estabilização convencionais são bastante variadas.
Tabela 6.1 - Comparação entre as eficiências de remoção de nutrientes entre o Módulo
II da ETE de Mangabeira e as ETEs de Campina Grande, Guarabira e
Monteiro.
Discussão 86
6.3 - Sobre a configuração em série das lagoas anaeróbias na remoção de nutrientes
A configuração em série de lagoas de estabilização tem por objetivo produzir um
efluente final de melhor qualidade, possibilitando, na prática, obter melhor qualidade na
remoção de nutrientes. No entanto, em se tratando de lagoas anaeróbias, em série, essa
configuração parece não exercer importância acentuada.
Silva (1982), estudando lagoas anaeróbias em série (A2 seguida por A3), em escala
piloto, observou que esta configuração não foi tão eficiente, na remoção de nutrientes, quando
comparada a uma única lagoa de mesma área, principalmente para ortofosfatos, que foi
liberado no efluente de A3 na mesma proporção que foi removido em A2. Com relação à
amônia, (Ibid.) constatou eficiência de remoção de 32% para a série contra 34% para uma
única lagoa anaeróbia.
Ao contrário do observado por Silva (1982), em Campina Grande-PB, no Módulo II
da ETE de Mangabeira as melhores remoções de ortofosfato ocorreram na segunda lagoa da
série, não sendo observada liberação desta fração na primeira lagoa. Na série anaeróbia foi
observada a melhor remoção de ortofosfato solúvel (10,55%), superando até a remoção total
do sistema (8,66%). Com relação às frações de nitrogênio estudadas, também foram
constatadas melhores remoções na segunda lagoa, no entanto estas não foram
significativamente diferentes da primeira anaeróbia.
A remoção de NTK em ambas as anaeróbias ocorreu devido ao processo de
decomposição do material orgânico e sua sedimentação nestes reatores, que poderia ter
ocorrido na mesma proporção em apenas uma lagoa, não sendo maior em virtude da liberação
de nitrogênio amoniacal do sedimento.
Na série anaeróbia houve predominância do processo de amonificação, pois quase
todo o nitrogênio total kjeldahl, 94,85% em A
1
e 94,25% em A
2
, está, provavelmente, sob a
forma predominante de íon amônio, uma vez que o pH do meio é neutro e o equilíbrio da
equação NH
3
NH
4
+
+ H
+
está deslocado para a direita, indo ao encontro do que afirmam
Von Sperling (1996) e Houng & Gloyna (1984).
A análise de variância de fator único revelou que as lagoas anaeróbias em série do
Módulo II da ETE de Mangabeira não apresentaram diferenças significativas em relação às
concentrações de nitrogênio e fósforo, sendo descartado o uso desta configuração na remoção
de nutrientes, sobretudo em escala real.
Discussão 87
6.4 - Perspectivas
O Módulo II da ETE de Mangabeira foi projetado para tratar o esgoto equivalente a
uma população de 33100hab, que produziria uma vazão de 8275m
3
/dia, considerando uma
contribuição per capita de 250l/hab.dia (valor adotado no projeto). O TDH para as lagoas
anaeróbias (1 e 2) e a facultativa seria de 1,8 e 7 dias, respectivamente. A carga orgânica
volumétrica, na primeira lagoa anaeróbia, seria de 124gDBO
5
/m
3
.dia, enquanto a segunda
lagoa ficaria no estado de reserva.
Atualmente, as características operacionais do Módulo II são bastante distintas.
Considerando uma contribuição per capita de 150l/hab.dia e a atual vazão de 3068,93m
3
/dia,
carga orgânica volumétrica, na primeira lagoa anaeróbia, de 54,74gDBO
5
/m
3
.dia, TDH de
4,82dias para cada uma das lagoas anaeróbias, que funcionam em série, e 18,77 para a lagoa
facultativa, esse Módulo está tratando esgoto equivalente a uma população de 20460hab, ou
seja, 61,81% da população total de projeto, o que confere ao Módulo II uma capacidade de
tratamento aquém do seu limite de operação, a qual, para nutrientes, já está sendo insuficiente.
Todavia, essas condições tendem a se agravar na medida em que novas contribuições forem
incorporadas ao sistema.
Assim, com o aumento populacional, ao limite da saturação do Módulo, a vazão de
esgotos aumentará e, consequentemente, as cargas de nitrogênio e fósforo, forçando a
CAGEPA a tomar decisões com o intuito de evitar um estágio de eutrofização mais avançado
no rio Cuiá.
Conclusões e sugestões 88
CAPÍTULO 7
CONCLUSÕES E SUGESTÕES
Com base na monitoração do Módulo II da ETE de Mangabeira foi possível demonstrar
que este removeu nitrogênio amoniacal (40,90%) e fósforo total (25,47%) de forma
similar às ETEs de Campina Grande e Guarabira que possuem aproximadamente a mesma
configuração;
O efluente final do sistema apresenta caráter eutrofizante bastante pronunciado, ou seja, as
concentrações de nutrientes são superiores às estabelecidas pela Resolução CONAMA
357/05 e sugeridas por SAWYER et al. (1994), para nitrogênio e fósforo,
respectivamente, sendo a descarga no rio Cuiá uma fonte potencial de sua eutrofização e
degradação, uma vez que as cargas mensais médias de nitrogênio total kjeldahl
(3653,55kg), nitrogênio amoniacal (3093,88kg), fósforo total (560,47kg) e ortofosfato
solúvel (462,58kg) lançadas no rio Cuiá, pelo Módulo II, foram bastante elevadas,
tendendo a atingir um nível mais comprometedor com o aumento da contribuição afluente,
em médio e longo prazos;
As remoções de nitrogênio total kjeldahl (26,32%) e fósforo total (23,42%), observadas na
série de lagoas anaeróbias do Módulo II da ETE de Mangabeira, foram superiores às do
reator anaeróbio da ETE de Guarabira, tendo sido atribuídas, baseado em fundamentos
teóricos, ao mecanismo da sedimentação;
Tanto para nitrogênio amoniacal como para ortofosfato solúvel, na série de lagoas
anaeróbias, foram observadas baixas remoções (17,18 e 10,55%, respectivamente), em
virtude, provavelmente, da maior liberação destas frações da camada de lodo.
Conclusões e sugestões 89
As lagoas anaeróbias em série do Módulo II da ETE de Mangabeira não apresentaram
diferenças significativas em relação às concentrações médias de nitrogênio e fósforo,
sendo descartado o uso desta configuração na remoção de nutrientes, sobretudo em escala
real;
As altas relações nitrogênio amoniacal/NTK (85,70%) e ortofosfato solúvel/P-Total
(83,74), na lagoa facultativa do Módulo II da ETE de Mangabeira, sugerem que ocorreu
liberação de N-NH
3
e ortofosfato solúvel da camada de lodo. No entanto, o Módulo
promoveu remoção de 40,90% de nitrogênio amoniacal;
As maiores remoções de nitrogênio amoniacal (50,77%), no mês de abril, na lagoa
facultativa do Módulo II da ETE de Mangabeira, podem estar relacionadas com as
maiores temperaturas e maiores valores de pH na massa líquida desse reator.
Com o intuito de verificar a evolução da remoção de nutrientes na ETE de
Mangabeira, é sugerido:
Efetuar a monitoração das concentrações de nitrogênio e fósforo, no Módulo II, com
vistas a estimar a evolução de suas cargas com o aumento da população;
Estimar as cargas de nitrogênio e fósforo do Módulo III, que ainda opera com a
configuração original de projeto, a fim de verificar a eficiência deste sistema na remoção
de nitrogênio e fósforo;
Efetuar a retirada de lodo das lagoas anaeróbias e facultativa, pertencentes ao Módulo II,
buscando melhorar a remoção de nutrientes.
Referências bibliográficas
90
CAPÍTULO 8
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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