( PDF ) Avaliação ecotoxicológica de efluente de tratamento secundário de esgoto sanitário após desinfecção com ácido peracético, cloro, ozônio e radiação ultravioleta

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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO

ESCOLA DE ENGENHARIA DE SÃO CARLOS

DEPARTAMENTO DE HIDRÁULICA E SANEAMENTO

CENTRO DE RECURSOS HÍDRICOS E ECOLOGIA APLICADA

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM CIÊNCIAS DA ENGENHARIA AMBIENTAL

Juliana Berninger da Costa

AVALIAÇÃO ECOTOXICOLÓGICA DE EFLUENTE DE

TRATAMENTO SECUNDÁRIO DE ESGOTO SANITÁRIO APÓS

DESINFECÇÃO COM ÁCIDO PERACÉTICO, CLORO, OZÔNIO E

RADIAÇÃO ULTRAVIOLETA.

Tese apresentada à Escola de Engenharia de São Carlos,

da Universidade de São Paulo, como parte dos requisitos

para a obtenção do título de Doutor em Ciências da

Engenharia Ambiental

ORIENTADOR: Prof. Dr. Evaldo Luiz Gaeta Espíndola

São Carlos – SP

2007

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AUTORIZO A REPRODUÇÃO E DIVULGAÇÃO TOTAL OU PARCIAL DESTE

TRABALHO, POR QUALQUER MEIO CONVENCIONAL OU ELETRÔNICO,

PARA FINS DE ESTUDO E PESQUISA, DESDE QUE CITADA A FONTE.

Ficha catalográfica preparada pela Seção de Tratamento

da Informação do Serviço de Biblioteca – EESC/USP

Costa, Juliana Berninger da

C838a Avaliação ecotoxicológica de efluente de tratamento

secundário de esgoto sanitário após desinfecção com ácido

peracético, cloro, ozônio e radiação ultravioleta /

Juliana B

erninger da Costa ; orientador Evaldo Luiz Gaeta

Espíndola. –- São Carlos, 2007.

Tese (Doutorado) - Programa de Pós-

Graduação e Área de

Concentração em Ciências da Engenharia Ambiental --

Escola de Engenharia de São Carlos da Universidade de São

Paulo.

1. Esgotos sanitários. 2. Toxidade. 3. Desinfecção. 4.

Ácido peracético. 5. Cloro. 6. Ozônio. 7. Radiação

ultravioleta. I. Título.

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AGRADECIMENTOS

Agradeço a todos que contribuíram de alguma forma para a conclusão deste trabalho.

À minha família, que sempre me incentivou e sempre apoiou as minhas escolhas

profissionais e pessoais.

Ao meu marido e à minha filha, simplesmente por existirem.

Aos meus amigos que, apesar de muitas vezes não estarem fisicamente próximos a mim,

sempre estiveram no meu coração.

Ao meu orientador, que me apoiou em mais uma empreitada.

Ao Prof. Luiz Antônio Daniel, pela co-orientação “extra-oficial”.

Aos membros da banca examinadora, Profa. Odete Rocha, Profa. Ana Teresa Lombardi,

Prof. Luiz Daniel e Porf. Roque Passos Piveli, pelas críticas e sugestões.

À Clarisse, pelas conversas, discussões e amizade.

À Jeanette, Patrícia e Luci, pela grande ajuda na fase experimental deste estudo.

À CAPES, pela bolsa concedida.

Aos funcionários do DAAE de Araraquara, que sempre foram bastante prestativos durante

as coletas na ETE-Araraquara.

Aos funcionários do CHREA, em especial ao Amândio e ao Marcelo, que foram essenciais

para o desenvolvimento deste estudo.

Aos funcionários do Departamento de Hidráulica e Saneamento, em especial ao Paulo e à

Luci, pela ajuda nas análises de algumas amostras.

iii

RESUMO

COSTA, J. B. (2007). AVALIAÇÃO ECOTOXICOLÓGICA DE EFLUENTE DE

TRATAMENTO SECUNDÁRIO DE ESGOTO SANITÁRIO APÓS DESINFECÇÃO COM

ÁCIDO PERACÉTICO, CLORO, OZÔNIO E RADIAÇÃO ULTRAVIOLETA.

São Carlos, 2007.

178p. Tese (Doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.

Neste estudo foi avaliado o potencial tóxico de diferentes desinfetantes (cloro, ácido

peracético, radiação ultravioleta e ozônio) utilizados na desinfecção de esgotos sanitários. Para

tanto, foram realizados ensaios de desinfecção (em diversas concentrações e tempos de contato)

com o esgoto doméstico originário da Estação de Tratamento de Esgotos da cidade de Araraquara

(SP) e, posteriormente, ensaios de toxicidade a fim de verificar possíveis efeitos agudos e crônicos

nos seguintes organismos-teste: Daphnia similis, Ceriodaphnia silvestrii, Chironomus xanthus,

Danio rerio e Allium cepa. Todos os desinfetantes, nas condições experimentais testadas, foram

capazes de produzir efeitos deletérios aos organismos-teste utilizados nesta pesquisa. O cloro foi

considerado o desinfetante mais tóxico, sendo seguido pelo ozônio, ácido peracético e radiação UV.

Verificou-se ainda que quando o efluente não desinfetado foi tóxico aos organismos-alvo, sua

toxidez foi potencializada com a adição dos diferentes agentes desinfetantes. Os resultados obtidos

neste estudo sugerem que a utilização do cloro para desinfecção de esgotos sanitários, sem prévia

descloração, deve ser revista, em face da eficiência satisfatória de inativação de bactérias

proporcionada por outros agentes de desinfecção potencialmente menos tóxicos (tais como o ácido

peracético e a radiação UV).

Palavras-chave: Toxicidade, desinfecção, ácido peracético, cloro, ozônio, radiação ultravioleta.

ABSTRACT

COSTA, J. B. (2007). ECOTOXICOLOGICAL EVALUATION OF WASTEWATER

SECONDARY EFFLUENT DISINFECTED WITH PERACETIC ACID, CHLORINE, OZONE

AND ULTRAVIOLET RADIATION. São Carlos, 2007. 178p. Tese (Doutorado) – Escola de

Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.

In this study, it was evaluated the toxic potential of different disinfectant agents (chlorine,

peracetic acid, ultraviolet radiation and ozone) used in the disinfection of urban wastewater. For so

much, disinfection assays were accomplished (in several concentrations and contact times) with the

domestic sewage from Araraquara city (SP) and toxicity bioassays were developed in order to

verify possible acute and chronic effects in the following test-organisms: Daphnia similis,

Ceriodaphnia silvestrii, Chironomus xanthus, Danio rerio and Allium cepa. All the disinfectants, in

the tested experimental conditions, were capable to produce harmful effects to the test-organisms

used in this research. Chlorine was considered the most toxic disinfectant, being followed by ozone,

peracetic acid and UV radiation. It was noticed that when the effluent, by itself, was toxic to the

test-organism, its toxicity was increased with the different disinfecting agents' addition. The results

obtained in this study suggest that the use of chlorine as a wastewater disinfectant, without previous

dechlorination, should be reviewed, because it was observed that other disinfection agents (such as

peracetic acid and UV radiation) were able to promote satisfactory levels of bacteria inactivation for

potentially less toxicity.

Keywords: Toxicity, disinfection, peracetic acid, chlorine, ozone, ultraviolet radiation.

vii

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS

CE50 Concentração Efetiva Média

CENO Concentração de Efeito Não Observado

CEO Concentração de Efeito Observado

CL50 Concentração Letal Média

COT Carbono Orgânico Total

DAAE Departamento Autônomo de Água e Esgotos

DBO

Demanda Bioquímica de Oxigênio

DQO Demanda Química de Oxigênio

ETE Estação de Tratamento de Esgotos

LD Limite de Detecção

LQ Limite de Quantificação

NTK Nitrogênio Total K

jeldhal

OD Oxigênio Dissolvido

PAA Ácido Peracético

pH Potencial hidrogeniônico

SDF Sólidos Dissolvidos Fixos

SDT Sólidos Dissolvidos Totais

SDV Sólidos Dissolvidos Voláteis

SSF Sólidos em Suspensão Fixos

SST Sólidos em Suspensão Totais

SSV Sólidos em Suspensão Voláteis

ST Sólidos Totais

STF Sólidos Totais Fixos

STV Sólidos Totais Voláteis

THM Trihalometano

UGRHI Unidade de Gerenciamento de Recursos Hídricos

UV Ultravioleta

viii

SUMÁRIO

AGRADECIMENTOS------------------------------------------------------------------------------------------ i

RESUMO-------------------------------------------------------------------------------------------------------- iii

ABSTRACT------------------------------------------------------------------------------------------------------ v

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS----------------------------------------------------------------- vii

SUMÁRIO------------------------------------------------------------------------------------------------------- ix

1. INTRODUÇÃO --------------------------------------------------------------------------------------------- 13

1.1. Desinfecção ----------------------------------------------------------------------------------------------- 17

1.1.1 Cloro ------------------------------------------------------------------------------------------------------ 21

1.1.2 Ozônio ---------------------------------------------------------------------------------------------------- 24

1.1.3 Ácido Peracético----------------------------------------------------------------------------------------- 26

1.1.4 Radiação Ultravioleta ----------------------------------------------------------------------------------- 27

1.2 Toxicologia------------------------------------------------------------------------------------------------- 29

2. JUSTIFICATIVA ------------------------------------------------------------------------------------------ 32

3. OBJETIVOS ------------------------------------------------------------------------------------------------ 35

4. HIPÓTESE DO TRABALHO ---------------------------------------------------------------------------- 35

5. MATERIAIS E MÉTODOS ------------------------------------------------------------------------------ 36

5.1. Área de coleta --------------------------------------------------------------------------------------------- 36

5.2. Coleta, transporte e estocagem das amostras --------------------------------------------------------- 40

5.3. Variáveis hidrológicas da ETE – Araraquara: vazão ------------------------------------------------ 40

5.4. Variáveis químicas, físicas e bacteriológicas do esgoto--------------------------------------------- 40

5.4.1. Nutrientes ----------------------------------------------------------------------------------------------- 41

5.4.2. Sulfetos -------------------------------------------------------------------------------------------------- 42

5.4.3. Sulfatos -------------------------------------------------------------------------------------------------- 42

5.4.4. Cloretos -------------------------------------------------------------------------------------------------- 42

5.4.5. Metais ---------------------------------------------------------------------------------------------------- 42

5.4.6 Sólidos totais, sólidos em suspensão totais e sólidos dissolvidos totais ------------------------- 43

5.4.7 Demanda Bioquímica de Oxigênio ------------------------------------------------------------------- 44

5.4.8 Demanda Química de Oxigênio ----------------------------------------------------------------------- 44

5.4.9 Carbono Orgânico Total ------------------------------------------------------------------------------- 44

5.4.10 Oxigênio Dissolvido ---------------------------------------------------------------------------------- 44

5.4.11 Alcalinidade -------------------------------------------------------------------------------------------- 44

5.4.12 Dureza --------------------------------------------------------------------------------------------------- 45

5.4.13 Potêncial Hidrogeniônico ----------------------------------------------------------------------------- 45

5.4.14 Condutividade------------------------------------------------------------------------------------------ 45

5.4.15 Absorbância a 254 nm -------------------------------------------------------------------------------- 45

5.4.16 Análises de Trihalometanos -------------------------------------------------------------------------- 45

5.4.17 Exames bacteriológicos ------------------------------------------------------------------------------- 46

5.5 Ensaios de desinfecção ----------------------------------------------------------------------------------- 46

5.5.1 Desinfecção com ácido peracético -------------------------------------------------------------------- 47

5.5.2 Desinfecção com radiação ultravioleta--------------------------------------------------------------- 47

5.5.3 Desinfecção com cloro --------------------------------------------------------------------------------- 51

5.5.4 Desinfecção com ozônio ------------------------------------------------------------------------------- 52

5.5.5 Eficência de desinfecção ------------------------------------------------------------------------------- 56

5.6 Bioensaios -------------------------------------------------------------------------------------------------- 57

5.6.1 Daphnia similis ----------------------------------------------------------------------------------------- 58

5.6.1.1 Manutenção das culturas de D. similis ------------------------------------------------------------- 59

5.6.1.2 Bioensaios de toxicidade aguda com amostras de esgoto utilizando D. similis como

organismo-teste------------------------------------------------------------------------------------------------- 59

5.6.2 Ceriodaphnia silvestrii --------------------------------------------------------------------------------- 59

5.6.2.1 Manutenção das culturas de C. silvestrii ----------------------------------------------------------- 60

5.6.2.2 Bioensaios de toxicidade crônica com amostras de esgoto utilizando C. silvestrii como

organismo-teste------------------------------------------------------------------------------------------------- 61

5.6.3 Chironomus xanthus ------------------------------------------------------------------------------------ 61

5.6.3.1 Manutenção das culturas de C. xanthus ------------------------------------------------------------ 62

5.6.3.2 Bioensaios de toxicidade crônica com amostras de esgoto utilizando C. xanthus como

organismo-teste------------------------------------------------------------------------------------------------- 63

5.6.4 Danio rerio ---------------------------------------------------------------------------------------------- 63

5.6.4.1 Manutenção dos organismos em laboratório------------------------------------------------------ 64

5.6.4.2 Bioensaios de toxicidade aguda com amostras de esgoto utilizando D. reiro como

organismo-teste------------------------------------------------------------------------------------------------- 64

5.6.5 Allium cepa ---------------------------------------------------------------------------------------------- 65

5.6.5.1 Obtenção dos organismos --------------------------------------------------------------------------- 66

5.6.5.2 Bioensaios de toxicidade aguda com amostras de esgoto utilizando A. cepa como

organismo-teste ------------------------------------------------------------------------------------------------ 66

5.6.6 Bioensaios de toxicidade com cloro, ácido peracético e radiação ultravioleta ----------------- 67

5.6.7 Teste de sensibilidade à substâncias de referência ------------------------------------------------- 68

5.6.8 Análises de dados dos bioensaios com amostras de esgoto --------------------------------------- 69

6. RESULTADOS E DISCUSSÕES ------------------------------------------------------------------------ 71

6.1 Caracterização física, química e bacteriológica do esgoto bruto e tratado da ETE – Araraquara:

Coleta preliminar ---------------------------------------------------------------------------------------------- 71

6.1.1 Avaliação ecotoxicológica do esgoto bruto e tratado da ETE – Araraquara: Coleta preliminar -

-------------------------------------------------------------------------------------------------------------------- 78

6.2 Variabilidade temporal das características físicas, químicas e bacteriológicas do esgoto tratado

da ETE – Araraquara------------------------------------------------------------------------------------------- 82

6.2.1 Avaliação ecotoxicológica do esgoto tratado da ETE – Araraquara------------------------------ 87

6.3 Ensaios de desinfecção ----------------------------------------------------------------------------------- 90

6.3.1 Desinfecção com ácido peracético -------------------------------------------------------------------- 90

6.3.2 Desinfecção com radiação ultravioleta --------------------------------------------------------------- 96

6.3.2.1 Ensaio para a determinação da intensidade média de radiação UV incidente ---------------- 96

6.3.2.2 Ensaio de desinfecção com radiação UV ---------------------------------------------------------- 97

6.3.3 Desinfecção com ozônio ------------------------------------------------------------------------------ 104

6.3.4 Desinfecção com cloro -------------------------------------------------------------------------------- 107

6.3.5 Avaliação Ecotoxicológica do esgoto tratado após os ensaios de desinfecção ---------------- 113

6.3.5.1 Avaliação Ecotoxicológica do esgoto tratado após os ensaios de desinfecção – 1ª bateria-----

------------------------------------------------------------------------------------------------------------------- 114

6.3.5.2 Avaliação Ecotoxicológica do esgoto tratado após os ensaios de desinfecção – 2ª bateria ----

------------------------------------------------------------------------------------------------------------------- 118

6.3.5.3 Avaliação Ecotoxicológica do esgoto tratado após os ensaios de desinfecção – 3ª bateria ----

------------------------------------------------------------------------------------------------------------------- 121

6.4 Bioensaios de toxicidade com cloro, ácido peracético e radiação ultravioleta ------------------ 133

6.4.1 Bioensaio de toxicidade com ácido peracético ---------------------------------------------------- 133

6.4.2 Bioensaio de toxicidade com radiação UV --------------------------------------------------------- 135

6.4.3 Bioensaio de toxicidade com cloro ------------------------------------------------------------------ 135

6.5 Testes de sensibilidade à substâncias de referências ------------------------------------------------ 137

7. CONCLUSÕES E CONSIDERAÇÕES FINAIS ----------------------------------------------------- 142

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS -------------------------------------------------------------------- 144

ANEXO I – Tabelas ----------------------------------------------------------------------------------------- 155

ANEXO II – Figuras ---------------------------------------------------------------------------------------- 168

xii

1. INTRODUÇÃO

Dentre os ecossistemas aquáticos, os ambientes de água doce, como rios e lagos, constituem

apenas 0,007% da massa total da hidrosfera. Este recurso se destaca por ser indispensável às

atividades humanas, pois pode ser utilizado para diversos fins como dessedentação, irrigação,

abastecimento público e industrial, pesca, recreação, aqüicultura, via de transporte, disposição de

efluentes domésticos e industriais e produção de energia elétrica. Mas, apesar da água doce ser um

elemento fundamental para a manutenção da vida na Terra, a sua disponibilidade está cada vez mais

limitada em decorrência dos problemas relacionados ao aumento populacional, que acarretam

poluição e escassez deste recurso.

Atualmente, existem mais de 1 bilhão de pessoas com baixa disponibilidade de água para

consumo doméstico. Considerando que a quantidade de água disponível para o consumo humano

permanecerá constante, o cenário futuro é ainda mais dramático, pois a população mundial que, em

1996, era de 5,7 bilhões, será de 8,3 bilhões de habitantes em 2025 (BANCO MUNDIAL, 2000) e

de cerca de 10 bilhões de habitantes em 2050 (OMM/UNESCO, 1997 apud LIMA, 2000),

acarretando em um significativo aumento de demanda hídrica. Estima-se que no ano de 2030 haverá

cerca de 5,5 bilhões de pessoas vivendo em áreas com moderada ou séria falta d’água (WHO,

1998).

A disponibilidade de água para consumo humano também está sendo prejudicada devido aos

problemas relacionados aos aspectos qualitativos deste recurso. O desenvolvimento urbano, a

expansão industrial e agroindustrial, o desmatamento e uso indevido do solo causam a deterioração

progressiva dos corpos d’água e implicam em perda de seus usos múltiplos e perda de

biodiversidade, o que provoca alterações, muitas vezes irreversíveis, nos ecossistemas naturais.

Mesmo no Brasil, onde se concentra uma das maiores reservas de água doce do mundo (a

disponibilidade hídrica é de 5.745 km

/ano, segundo o censo do IBGE de 1996), a crescente

expansão demográfica e industrial, acompanhada pela falta de gerenciamento e planejamento

ambiental e utilização irracional dos recursos hídricos, tem gerado um gradativo e crítico

comprometimento das águas continentais superficiais, além de estar causando um sério conflito de

ocupação nas bacias hidrográficas.

Os corpos d’água que atravessam grandes áreas metropolitanas, como os rios Tietê e

Tamanduateí, na Região Metropolitana de São Paulo, são exemplos típicos de sistemas com

problemas ambientais, que têm apresentado, nas últimas décadas, péssimas condições sanitárias,

sem sinais de recuperação, demonstrando que sua capacidade de assimilação de cargas poluidoras

tem sido muitas vezes ultrapassada (CETESB, 2001).

Uma das principais fontes antropogênicas de contaminação das águas interiores é o

lançamento de efluentes domésticos in natura nos ambientes aquáticos, que afetam a qualidade

destes recursos na medida em que promovem alterações de natureza física (alterações na turbidez,

coloração, temperatura, condutividade, tensão superficial, viscosidade, etc.), química (variações no

pH, DBO, DQO, COT, concentração de nutrientes, etc.), biológica (diminuição da biodiversidade,

extinção de espécies, toxicidade, etc.) e também de regime hidrológico, produzindo desequilíbrios,

muitas vezes irreparáveis, no ciclo biogeoquímico normal dos sistemas.

Além de problemas ambientais, o lançamento de esgotos de origem orgânica nos corpos

d’água receptores favorece a disseminação de várias doenças infecciosas que afetam a saúde

humana. Para exemplificar, a cada litro de esgoto bruto lançado em um rio, podem estar presentes

cerca de 10

a 10

organismos coliformes, que direta ou indiretamente estão relacionados a agentes

patogênicos (ANDRADE NETO; CAMPOS, 1999). Na tabela 1.1, estão listados os

microorganismos mais comumente encontrados em esgotos domésticos e as doenças associadas a

eles.

Tabela 1.1. Principais organismos patogênicos presentes no esgoto doméstico não desinfetado.

Organismo Doença Sintomas

Bactéria

Escherichia coli Gastroenterite Diarréia

Leptospira spp. Leptospirose

Febre, dor de cabeça, tonteira, mal estar,

astenia, anorexia

Salmonella typhi

S. parathyphi A e B

Febre tifóide e paratifóide Febre elevada, diarréia

Vibrio cholerae Cólera Diarréia e desidratação

Shigella spp. Disenteria bacilar Diarréia, vômito

Protozoário

Entamoeba histolytica Disenteria amebiana

Diarréia, abscessos no fígado e intestino

delgado

Cryptosporidium parvum

C. muris

Criptosporidíase Diarréia

Giardia lamblia Giardíase Diarréia, náusea, indigestão, flatulência

Helminto

Taenia solium Teníase Diarréia, cólica, muco e sangue nas fezes

Ascaris lumbricoides Ascaridíase Diarréia, constipação intestinal

Virus

Enterovirus (72 tipos) Gastroenterite, Meningite, etc. Diarréia, anomalias cardíacas, paralisia, etc.

Vírus da Hepatite A e B Hepatite infecciosa Febre, icterícia, astenia

Rotavírus Gastroenterite Diarréia, vômito, anorexia

Fonte: USEPA (1999a), Von Sperling (1996).

As doenças relacionadas à água podem ser classificadas em quatro grupos distintos de

acordo com sua forma de transmissão (WHO, 1998):

1) doenças de veiculação hídrica propriamente ditas, que são causadas pela ingestão de água

contaminada por fezes e urina humana ou animal (contendo alguns dos agentes patogênicos

listados na tabela 1),

2) enfermidades relacionadas à higiene pessoal e limpeza com água (contato de água

contaminada com a pele e olhos; ex: escabiose, tracoma, conjuntivite, etc.),

3) doenças associadas à água, isto é, causadas por parasitas de organismos que vivem na água

(ex.: esquistossomose, etc.) e

4) moléstias cujos vetores se relacionam com a água, isto é, que são transmitidas por insetos

que apresentam parte do seu ciclo de vida na água (ex.: malária, dengue, febre amarela, etc.)

As doenças de veiculação hídrica, propriamente ditas (caso 1), e as transmitidas em função

da higiene pessoal insuficiente (caso 2) estão intimamente relacionadas à disposição imprópria dos

dejetos e ao consumo de água de péssima qualidade e, ainda hoje, continuam a ser a principal

ameaça à saúde humana. Segundo Prüss et al. (2002) e WHO (2002), a diarréia (sintoma

predominante em enfermidades de veiculação hídrica, como pode ser visto na tabela 1) é

responsável pela morte de mais de 5 milhões de pessoas por ano, o que equivale a 5,3% de todas as

mortes globais anuais.

A incidência das moléstias transmitidas pela água depende de vários fatores como clima e

geografia do local, tradição, cultura e hábitos sanitários da população e, principalmente, da

quantidade e qualidade da água utilizada no abastecimento público e dos métodos de tratamento e

disposição do esgoto sanitário (SETTI et al., 2001).

Por isso, apesar destas doenças ocorrerem em todo o mundo, elas são muito mais freqüentes

nas zonas rurais e em países em desenvolvimento (América Latina, África e Ásia), onde há

precariedade ou mesmo ausência de saneamento básico e deficiências no abastecimento público de

água. Estima-se que cerca de metade da população que vive em países em desenvolvimento está

sofrendo, neste momento, de uma ou mais doenças associadas à água, sendo as crianças as

principais vítimas (WHO, 2002).

No Brasil, a deficiência de saneamento básico está entre seus cinco maiores problemas de

poluição ambiental. Embora as regiões Norte, Nordeste e Centro-Oeste sejam as mais afetadas pela

fragilidade do sistema público de saneamento e de abastecimento de água, o índice de tratamento de

esgotos também é muito baixo em vários municípios das regiões Sul e Sudeste (BANCO

MUNDIAL, 1998).

Segundo a Secretaria dos Recursos Hídricos do Ministério do Meio Ambiente (SRH/MMA,

1998), o abastecimento de água encanada na zona rural atinge apenas 9% da população, enquanto

que nas áreas urbanas esta porcentagem é de cerca de 90%, o que poderia parecer satisfatório caso

isto não significasse que mais de 11 milhões de pessoas que residem nas cidades não têm acesso à

água potável.

Com relação ao saneamento, a precariedade da infra-estrutura sanitária pode ser traduzida

pela baixa distribuição de redes coletoras de esgoto (figura 1.1). Dos 9.848 municípios brasileiros,

apenas 4.097, os quais são responsáveis por 49% de todo esgoto orgânico produzido no país,

apresentam rede coletora. Deste total, somente 1.383 municípios tratam, de alguma forma, seus

dejetos (o que equivale a 32% do esgoto produzido no Brasil). Portanto, mais de 7.000 municípios

lançam suas águas residuárias in natura em rios que, muitas vezes, são utilizados como mananciais

(IBGE, 2000).

Figura 1.1. Porcentagem dos distritos brasileiros que apresentam cobertura por rede coletora de esgoto

sanitário. (Dados: IBGE, 2000).

Como conseqüência da inadequação dos serviços e ações de saneamento no Brasil, estima-se

que 65% das internações hospitalares estejam relacionadas a doenças de veiculação hídrica, sendo a

diarréia responsável por cerca de 50 mil mortes de crianças anualmente (SILVA; ALVES, 1999).

Nas regiões menos privilegiadas do Brasil, as doenças intestinais infectam 99% da população

infantil e, em alguns estados do Nordeste, o índice de mortalidade infantil (morte de crianças com

menos de 1 ano de idade) supera o valor de 60 mortes por mil crianças nascidas vivas, um dos

maiores índices das Américas (IBGE, op cit.).

Diante desta situação, surge a necessidade de um controle mais efetivo da disseminação de

doenças de veiculação hídrica no Brasil, que deve ser incentivada principalmente pelo governo a

partir de mais investimentos na área do saneamento básico, promovendo a implantação de sistemas

de tratamento de água e esgoto em diversas localidades do país, garantindo a eficiência de unidades

de potabilização já existentes e também a proteção dos mananciais. A recuperação e manutenção da

58,40%

27,56%

14,04%

Coleta de esgoto sanitário nos distritos brasileiros.

Sem coleta

Com coleta, mas

sem tratamento de

esgoto

Com coleta e com

tratamento de es-

goto

qualidade da água dos mananciais não são apenas uma questão de saúde pública, mas também de

desenvolvimento sócio-econômico, pois a disponibilidade deste recurso é um dos principais fatores

limitantes das oportunidades de desenvolvimento de um país.

A degradação dos mananciais além de gerar sérios problemas ambientais também gera

dificuldades operacionais e econômicas para empresas de saneamento, pois os custos operacionais

referentes ao tratamento da água e melhoria dos sistemas para a manutenção do atendimento a

demanda, aumentam paulatinamente com a redução da qualidade do recurso hídrico, podendo levar

até a inviabilização do sistema e a busca de alternativas técnicas do tratamento (LARA et al., 1999).

No sentido de minimizar os impactos ambientais causados por efluentes domésticos, a

instalação de estações de tratamento de esgotos sanitários é primordial. A escolha do tipo de

tratamento, do número de estações e da eficiência do tratamento de esgotos depende de vários

fatores como local, classe, tipo e natureza do esgoto e do corpo hídrico receptor, assim como de

áreas disponíveis para implantação do sistema, recursos financeiros e tecnológicos disponíveis e

condições da rede coletora existente (ANDRADE NETO; CAMPOS, 1999).

O tratamento de esgotos pode abranger diferentes níveis que são denominados primário,

secundário e terciário e que têm como objetivo básico a remoção de sólidos em suspensão e de

matéria orgânica. No tratamento primário, ocorre a remoção dos sólidos mais grosseiros e a

sedimentação ou flotação de partículas em suspensão. O tratamento secundário envolve a

degradação de compostos carbonáceos através da atividade de bactérias aeróbias ou anaeróbias

(dependendo do tipo de processo envolvido) e, conseqüentemente, a decomposição de óleos,

graxas, carboidratos e proteínas. Já no tratamento terciário, há a redução das concentrações de

nitrogênio (através dos processos de nitrificação e desnitrificação) e fósforo (geralmente por

tratamento químico). Posteriormente, em muitos casos, ainda se faz necessário um sistema

específico para desinfecção, de forma que ocorra a remoção de grande parte dos organismos

patogênicos presentes nas águas residuárias (ANDRADE NETO; CAMPOS, op. cit.).

1.1. Desinfecção

Em um sistema de tratamento de água ou esgoto, o processo de desinfecção é um dos mais

importantes, pois tem como objetivo garantir proteção à saúde pública. É nesta etapa que ocorre a

inativação dos microorganismos patogênicos presentes no efluente, minimizando, assim, o risco de

proliferação de doenças de veiculação hídrica para os usuários do corpo d’água receptor e para o

ambiente. Além de ser um mecanismo primário de destruição de organismos patogênicos, as

técnicas de desinfecção podem promover a oxidação da matéria orgânica presente no esgoto,

remover ferro e manganês, assim como eliminar gosto e odor (BITTON, 1994).

Neste sentido, a desinfecção desempenha um papel fundamental no que se refere à garantia

da qualidade do efluente gerado, principalmente quando as águas residuárias são destinadas à

irrigação, ou quando o corpo hídrico receptor é utilizado para fins de abastecimento público,

recreação, pesca, aqüicultura etc. (USEPA, 1999a).

O mecanismo de desinfecção é complexo e depende das propriedades físicas e químicas do

agente desinfetante, da natureza do microorganismo patogênico, da interação do desinfetante com o

patógeno e da qualidade do efluente a ser desinfetado (ORANGE COAST WATCH, 2002).

Vários tipos de desinfetantes de ação química, física ou fotoquímica podem ser empregados

na desinfecção de esgotos sanitários. Os agentes desinfetantes químicos

mais utilizados são

oxidantes que, por causar danos à parede celular, interferir na biossíntese ou inibir a atividade

enzimática dos microorganismos, acabam por destruir ou impossibilitar a reprodução dos

patógenos. O desinfetante mais comumente utilizado é o cloro na forma líquida, gasosa ou sólida. O

hipoclorito de sódio (NaClO) e o hipoclorito de cálcio (Ca(ClO)

x2H

O) são as substâncias mais

utilizadas na desinfecção de efluentes sanitários; enquanto que outros compostos como dióxido de

cloro (Cl

) e cloraminas, ozônio (O

), permanganato de potássio (KMnO

), peróxido de hidrogênio

) e ácido peracético (C

) são considerados alternativos (DANIEL, 2001).

A retenção dos microorganismos por filtração (membranas sintéticas ou de areia) é um

método de desinfecção física

utilizado normalmente em combinação com outras técnicas para

aumentar sua eficiência. Já a aplicação de calor, que tem ação dissecante nos microorganismos, não

é praticada em tratamento de esgotos devido a seu alto custo (ACHER et al., 1997).

A radiação ultravioleta (UV) e a radiação solar são os agentes desinfetantes de ação

fotoquímica utilizados com certa freqüência na desinfecção de esgoto sanitário, apesar de ainda

serem considerados alternativos. A inativação dos microorganismos pelo uso da radiação UV se dá

em nível cromossômico, pois a radiação penetra na célula e é absorvida pelos ácidos nucléicos,

interrompendo a sua reprodução e sua capacidade de causar infecção. A radiação também pode

afetar as proteínas das células, causando morte aos organismos (USEPA, 1999b).

Dependendo da natureza do esgoto, da qualidade do efluente que se deseja obter, do nível e

tipo de sistema de tratamento de esgoto existente pode-se optar por um ou mais tipos de

desinfetantes a ser empregado como última barreira de proteção dos recursos hídricos receptores;

porém, é importante que o efluente seja tratado adequadamente antes da desinfecção a fim de que o

desinfetante seja efetivo. Deve-se também levar em consideração que cada agente desinfetante

apresenta vantagens e desvantagens, sendo que alguns parâmetros devem ser previamente avaliados

antes da sua utilização como, por exemplo: efetividade na remoção dos agentes patogênicos, custo,

facilidade de obtenção do produto, estabilidade do agente desinfetante, segurança durante a

manipulação do produto, confiabilidade, grau de periculosidade ao meio ambiente, etc.

Segundo Campos (1993), a desinfecção dos esgotos sanitários após o tratamento deve ser

estudada caso a caso e implantada em todos os locais onde haja risco à saúde humana,

principalmente tendo em vista que se trata de uma tecnologia barata face aos benefícios gerados.

Chernicharo et al. (2001) apud Gonçalves et al. (2003),

elaboraram um fluxograma de

tomada de decisão sobre a desinfecção de esgoto sanitário de uma determinada localidade. O

fluxograma, apresentado na figura 1.2, prevê identificação do nível de risco à saúde humana,

levando em consideração os aspectos ambientais na aplicabilidade da alternativa de controle.

Sendo assim, se de um lado a desinfecção pode ser extremamente benéfica em termos de

inativação de microorganismos patogênicos, promovendo a melhoria na qualidade de vida da

população, por outro lado, pode ser danosa ao meio ambiente por também provocar alterações

químicas na água submetida a este processo.

Todos os desinfetantes têm a capacidade de induzir alterações químicas nos sistemas,

porém, os resultados destas alterações podem não estar restritos apenas à população microbiana. As

alterações na composição do efluente podem persistir mesmo após o término do processo de

desinfecção, apesar da natureza e extensão destas alterações variarem de acordo com o desinfetante

(tipo, concentração e tempo de contato), com o efluente e com os fatores ambientais (pH,

alcalinidade, temperatura, condutividade etc.). Tais mudanças químicas podem causar toxicidade do

efluente desinfetado (BLATCHLEY III, et al., 1997).

Muitos estudos têm mostrado que diferentes desinfetantes podem reagir com substâncias

orgânicas naturais (ácidos húmicos e fúlvicos) presentes nas águas superficiais e nos efluentes

domésticos, originando numerosos subprodutos com atividade mutagênica e/ou carcinogênica

(MONARCA et al., 2000). Porém, os efeitos tóxicos decorrentes de desinfecção podem ser

causados não apenas pelos subprodutos de desinfetantes como também pelos residuais dos próprios

agentes de desinfecção.

O residual de um desinfetante é a fração do composto dosado que, depois de satisfeita a

demanda, fica disponível para a desinfecção. A toxicidade do residual está relacionada com o grau

de reatividade química do composto; portanto, de uma forma geral, quanto mais reativo é o

residual, mais tóxico ele é. Quando um desinfetante apresenta um residual persistente, como é o

caso do cloro, o mesmo permanece no efluente (juntamente com os subprodutos da desinfecção)

mesmo após seu lançamento no corpo hídrico receptor, podendo causar efeito tóxico aos

organismos que lá habitam.

Sim

A água do corpo receptor é

utilizada para abastecimento

água? (público ou privado)

A água do corpo

receptor é utilizada para

recreaç

ão de contato,

criação de moluscos,

agricultura ou indústria?

ançamento

de esgotos

prejudica a qualidade da água

para consumo humano?

Avalie a possibilidade de

desinfetar os esgotos com

cloro

O uso do cloro para

desinfecção do esgoto

produz algum risco

saúde humana?

Descarte o uso do cloro.

á outra razão

para desinfecção?

O lançamento de

esgotos prejudica a

qualidade da

água no

ponto de uso

potencial?

Avalie a possibilidade

de desinfetar o esgoto

sazonalmente.

Há potencial de

toxicidade induzida pelo

cloro na vida aquática?

A desinfecção com

cloro é aceitável

Avalie formas

alternativas de

desinfecção.

Selecione o

método de

proteção

Prepare a

documentação para

o órgão ambiental

ão

Sim

ão

Sim

Não

ão

Figura 1.2.

Fluxograma para a avaliação local da necessidade e dos requisitos da desinfecção dos

esgotos. Fonte:

Chernicharo

et al.

(2001)

apud

Gonçalves

et al.

(2003).

Existem vários exemplos na literatura que demonstram a ocorrência de efeitos deletérios ao

ambiente receptor causados por efluentes domésticos submetidos a processos de desinfecção

convencionais, sendo que aumentos estatisticamente significativos na toxicidade dos efluentes têm

sido atribuídos a técnicas de desinfecção que utilizam, em ordem decrescente: cloração, ozonização

e radiação ultravioleta (BLATCHLEY III

et al.

, 1997; MONARCA

et al

, 2000; THOMPSON &

BLATCHLEY III, 1999).

1.1.1. Cloro

O cloro foi descoberto em 1808, porém, suas propriedades bactericidas foram comprovadas

apenas em 1881 pelo bacteriologista Koch. O uso do cloro como desinfetante foi aprovado pela

American Public Health Association (APHA) em 1886 e a partir do século XIX, este agente

químico já era amplamente utilizado na desinfecção de águas de abastecimento público na Europa e

EUA (MACÊDO, 1997).

A partir de então, o cloro, principalmente na forma de hipoclorito de sódio, tem sido o

desinfetante mais utilizado também na desinfecção de esgotos sanitários devido ao seu baixo custo,

efetividade, praticidade e melhoria nas características do efluente (redução da cor, turbidez e odor),

porém, este método de desinfecção também tem sido o que causa maiores efeitos adversos à biota

que habita o curso hídrico receptor.

A reação entre o hipoclorito de sódio e a água produz ácido hipocloroso e sódio (1.1).

NaOCl + H

↔

+ ClO

+ H

+ ClO

+ H

+ OH

↔

HOCl + NaOH

(1.1)

O ácido hipocloroso (HOCl), por sua vez, se dissocia em hidrogênio e íons hipoclorito (1.2),

sendo que este processo é pH-dependente. O ácido hipocloroso e o íon hipoclorito são denominados

de cloro residual livre (CRL).

HOCl

↔

+ OCl

(1.2)

Em pH acima de 8,5 todo o ácido hipocloroso se dissocia ao íon hipoclorito; em

contraposição, em pH abaixo de 6,5 não há dissociação deste ácido. Considerando que o efeito

germicida do HOCl é superior ao do OCl

, a desinfecção com o cloro é mais eficiente em meio mais

ácido (DANIEL, 2001).

Se amônia ou compostos amoniacais estão presentes no efluente quando se adiciona um

derivado clorado, o que é bem provável uma vez que o esgoto apresenta altas concentrações de

uréia, então há a formação de cloraminas inorgânicas (monocloramina, dicloramina e tricloramina),

denominadas de cloro residual combinado (CRC). Estes compostos são resultantes da reação da

amônia com o ácido hipocloroso.

As cloraminas (monocloramina, dicloramina) apresentam ação bactericida pelo menos 25

vezes inferior ao ácido hipocloroso. Percebe-se, portanto, que o cloro residual livre é mais reativo

do que o cloro residual combinado, o que equivale a dizer que seu potencial tóxico é muito maior.

A presença do cloro residual livre em águas de abastecimento é necessária para que não

ocorra uma nova contaminação por microorganismos patogênicos, porém sua persistência em águas

residuárias é extremamente maléfica para o corpo hídrico receptor.

O cloro residual (livre e combinado) é o agente ativo da desinfecção que reage

quimicamente com substratos orgânicos e inorgânicos. Quando o substrato orgânico é parte de um

organismo vivo (fitoplâncton, zooplâncton, nécton, etc.), a reação pode gerar um efeito tóxico no

mesmo. A toxicidade pode afetar o metabolismo ou a reprodução do organismo, pode causar

alterações cromossômicas e até causar mortalidade.

Sabe-se que quanto maior a concentração de cloro residual (livre ou combinado) que

permanece no efluente, maiores são os efeitos adversos ao meio biótico e maior é a área que pode

ser impactada. Durante um ensaio de fluxo contínuo, Fisher

et al.

(1999) verificou que o cloro

residual livre causou toxicidade aguda em concentrações de CL50 (concentração que causa

letalidade a 50% dos organismos expostos) de 59

g/L para a truta arco-íris

Oncorhynchus mykiss

g/L para o Amphipoda

Hyalella azteca

, 32

g/L para o Cladocera

Daphnia magna

e 62

g/L

para o Mysidaceo

Mysidopsis bahia

(este último organismo é marinho).

Além do próprio cloro residual já se mostrar extremamente tóxico aos organismos vivos,

ainda existem os subprodutos da cloração que, desde a década de 1970, são relacionados à indução

de disfunções genéticas em organismos a eles expostos.

É notório que ocorre a formação de compostos organoclorados (trihalometanos - THM) a

partir da reação do cloro residual livre com determinados precursores presentes no efluente. Tais

precursores são substâncias orgânicas, ácidos húmicos, fúlvicos e himatomelânicos, compostos de

metahidroxifenol (resorcinol) e

-dicetonas presentes no material húmico, estruturas de pirrol que

ocorrem na clorofila, substâncias resultantes da degradação de vegetais, e compostos aromáticos

que podem estar presentes naturalmente na água (MACÊDO,1997).

Os trihalometanos (THM) apresentam em sua estrutura molecular um átomo de carbono, um

de hidrogênio e três de halogênios. Dentre os THM, quatro ocorrem em maiores concentrações:

clorofórmio (CHCl

), diclorobromometano (CHBrCl

), dibromoclorometano (CHBr

Cl) e

bromofórmio (CHBr

). O clorofórmio é o mais abundante, enquanto que os outros três são

formados quando há a presença de íons brometo no efluente clorado (SANCHES

et al.

, 2003).

Os THM são bastante persistentes e se acumulam no sedimento e em ambientes aquáticos.

Além de serem considerados carcinogênicos, são indicadores da possível presença de outros

compostos organoclorados subprodutos da cloração (ácidos acéticos clorados, haloacetonitrilos,

cloropicrin, clorofenóis, cloropropanonas), mais perigosos do que os próprios THM. Em função dos

riscos, a EPA estabeleceu em dezembro de 1993 que 30 substâncias químicas são consideradas

nocivas à saúde, dentre essas se destacaram os THM (MACÊDO, 1997).

As propriedades toxicológicas dos ácidos haloacéticos ainda não são bem compreendidas,

porém, há suspeitas de que estes compostos orgânicos sejam carcinogênicos e causem danos ao

fígado, assim como provoquem alterações em nível reprodutivo (COWMAN; SINGER, 1996).

Hashimoto

et al

(1998), por sua vez, verificaram que a alga verde

Scenedesmus subspicatus

quando

exposta ao ácido monocloroacético apresentava CE

-48h de 7

g/L (concentração efetiva da

substância que causa efeito deletério a 10% da população em um período de exposição de 48 horas),

o que é altamente tóxico.

Plewa

et al

. (2002) avaliaram a genotoxicidade e citotoxicidade de diversos subprodutos da

cloração em células do ovário de hamster chinês AS52. Os pesquisadores observaram que os

compostos que estimularam o desenvolvimento de citotoxicidade crônica nas células foram em

ordem decrescente: ácido bromoacético (BA)

3-cloro-4-(diclorometil)-5-hidroxi-2[5H]-furano

(MX) > ácido dibromoacético (DBA) > ácido cloroacético (CA) > KBrO

> ácido tribromoacético

(TBA). Quanto a genotoxicidade destes agentes, avaliada pelo teste do cometa, verificou-se o

seguinte (em ordem decrescente): BA

MX > CA > DBA > TBA > KBrO

. O ácido

bromoacético foi 31 vezes mais citotóxico e 14 vezes mais genotóxico do que o MX, sendo que os

compostos bromados foram mais tóxicos do que seus análogos clorados.

Como a formação dos subprodutos da cloração é maior em águas com muita carga orgânica

e com altas concentrações de amônia, o que caracteriza um esgoto sanitário bruto (REBHUN

et al

1997), o uso do cloro para a desinfecção de efluentes domésticos é objeto de ressalvas. A USEPA

sugere que a cloração dos efluentes domésticos só deva ser considerada quando há riscos de saúde

pública e não deve ser realizada quando o enfoque primordial é a proteção à vida aquática. Além

disso, recomenda que técnicas alternativas de desinfecção sejam consideradas em ocasiões onde as

questões de saúde pública e de preservação ambiental entrem em conflito (SPELLMAN, 1999).

Neste sentido, o desenvolvimento de técnicas alternativas de desinfecção tem sido

estimulado para a aplicação em efluentes domésticos, dentre eles pode-se citar a ozonização, o

ácido peracético e a radiação ultravioleta. Um aspecto importante que deve ser investigado durante

o uso destas outras estratégias de desinfecção é o potencial tóxico que estes agentes desinfetantes

podem proporcionar ao efluente, principalmente comparando-os aos efeitos causados pelos

processos convencionais de desinfecção, como a cloração.

1.1.2. Ozônio

Os primeiros indícios de conhecimento do ozônio datam de 1781, quando seu odor pungente

característico foi detectado pela primeira vez, mas somente em 1867 sua fórmula química (O

) foi

reconhecida. Em 1886, foi descoberta a propriedade mais marcante do ozônio: seu potencial de

desinfecção, e em 1893 foi utilizado pela primeira vez no tratamento de água para abastecimento,

na Holanda (SANCHES, 2003).

A utilização do ozônio como desinfetante em estações de tratamento de esgotos começou em

1975, porém devido aos altos custos de operação e manutenção dos equipamentos, este sistema de

desinfecção acabou sendo abandonado. Atualmente, devido aos avanços tecnológicos, a ozonização

já é mais economicamente viável, sendo cogitado como desinfetante alternativo à cloração, uma vez

que seu potencial de oxidação é cerca de 1,5 vezes mais forte que do cloro, como pode ser visto na

tabela 1.2. De acordo com Spellman (1999), quanto maior é o potencial de oxidação de um

desinfetante oxidante, mais rápida é a transferência de elétrons aos microorganismos e, portanto,

maior o poder de inativação de bactérias e vírus

. Porém, na prática, deve-se levar em consideração que o

potencial de desinfecção de um oxidante não é função apenas de seu potencial de oxidação.

Tabela 1.2

. Potencial de oxidação de diversos oxidantes (WITT; REIFF, 1995

apud

DIAS, 2001).

Oxidante Potencial de oxidação (Elétron-volts)

Flúor 2,87

Radical hidroxila 2,80

Ozônio 2,70

Ácido peracético 1,81

Permanganato 1,68

Dióxido de cloro 1,57

Hipoclorito de sódio 1,36

Além de ser utilizado como desinfetante, o ozônio também pode promover a oxidação de

compostos como fenol, cianeto, metais pesados, nitritos, sólidos em suspensão e matéria orgânica,

removendo a turbidez e a cor do efluente e melhorando, assim, sua qualidade. Porém, a presença

destas substâncias no esgoto pode interferir sensivelmente na eficiência de inativação dos

microorganismos.

O ozônio é produzido quando moléculas de oxigênio são dissociadas por alguma fonte de

energia em átomos de oxigênio e subseqüentemente colidem com uma molécula de oxigênio

formando o ozônio (1.3). O ozônio geralmente é produzido por energia elétrica, através da

aplicação de corrente alternada de alta voltagem em uma câmara de descarga, na presença de ar

fresco ou oxigênio puro (USEPA, 1999c). Quando o gás de alimentação é o próprio ar atmosférico

pressurizado, a produção de ozônio permanece em torno de 2% em peso.

+ O

→

•

+ O

•

+ O

→

(1.3)

Este gás é muito instável e se decompõe rapidamente a oxigênio após sua geração, quando

em contato com a água (1.4).

2 O

→

3 O

(1.4)

Quando o ozônio se decompõe na água, são formados os radicais livres HO

e hidroxilas

(OH

) que apresentam grande capacidade de oxidação (na faixa de 10

a 10

-1

) e têm grande

influência no processo de desinfecção. Portanto, o mecanismo de desinfecção pode se dar tanto por

oxidação direta, através do O

, ou pela ação dos radicais livres sobre o substrato (DANIEL, 2001;

TASK FORCE ON WASTEWATER DISINFECTION, 1996).

O ozônio não promove a formação de residual ativo persistente, pois é bastante volátil,

decaindo espontaneamente a oxigênio em curto período de tempo. Em água destilada, o ozônio

apresenta meia vida de 165 minutos, a 20ºC. Na presença de materiais oxidantes na solução (como é

o caso de esgoto doméstico), sua meia vida é bastante reduzida. Logo, a probabilidade do ozônio

residual causar toxicidade à biota é mínima. Outra vantagem do ozônio é o fato desta substância

aumentar a concentração de oxigênio dissolvido no efluente, o que é benéfico aos organismos

aeróbios do corpo hídrico receptor (SAMPAIO, 1985).

Apesar destas vantagens, a ozonização também tem potencial de formar subprodutos. Em

geral, a reação do ozônio com matéria orgânica leva a destruição da molécula original formando

produtos mais polares, mais facilmente biodegradáveis e com peso molecular menor, como é o caso

dos ácidos carboxílicos, que não são tóxicos, e dos aldeídos (de cadeias curtas: butanal, pentanal e

heptanal, ou de menor peso molecular: formaldeído, acetaldeído, dialdeído glioxal e ceto-aldeído

metil glioxal), cujo potencial tóxico ainda não é bem conhecido. Porém, em alguns casos, na

presença de determinadas substâncias, podem ser gerados compostos bastante tóxicos não só ao

homem quanto ao meio ambiente (WEINBERG; GLAZE, 1996).

A ozonização de águas que contenham íons brometo, mediante a oxidação de Br

a HOBr

que reage com os precursores dos subprodutos, pode levar a formação de bromofórmios,

bromometanos, ácidos acéticos brominados e acetonitrilos brominados. Além disso, a oxidação do

brometo pode gerar bromatos.

O bromato é um subproduto associado tanto a ozonização quanto a cloração. O limite de

contaminação máxima de bromatos na água de abastecimento nos EUA é de 10

g/L, pois, como

visto anteriormente, os compostos bromados têm alto potencial citotóxico e genotóxico. Acredita-se

que a formação de bromatos durante a ozonização seja influenciada pela eficiência de transferência

de ozônio para o efluente, pelo tempo de contato, ou, mais provavelmente, pelo ozônio residual,

pois a quantidade deste subproduto aumenta com a dose de ozônio aplicada no efluente. Outro

subproduto da ozonização que tem potencial tóxico é o peróxido de hidrogênio, cujo limite de

tolerância na Europa é de 100

g/L, em águas de abastecimento (WEINBERG; GLAZE,

op. cit.

Desta forma, antes de eleger o ozônio como desinfetante substituto à cloração, é importante

que se investigue com cautela o efeito tóxico dos seus subprodutos sobre os organismos aquáticos,

pois estudos já demonstraram que ambos os métodos de desinfecção tiveram o mesmo efeito de

indução mutagênica em testes

in vitro

(COGNET

et al.

1986).

1.1.3. Ácido Peracético

O ácido peracético foi patenteado em 1950 por Greenspan e Margulies para ser utilizado

como agente germicida no tratamento de frutas e vegetais contra a ação de bactérias e fungos.

Desde então, vem sendo utilizado como desinfetante em hospitais e laboratórios, indústrias

alimentícias, etc. A utilização do ácido peracético como desinfetante alternativo de esgotos

sanitários tem sido bastante difundida atualmente devido ao fato de ser um agente oxidante muito

forte (tabela 2), não formar subprodutos potencialmente tóxicos à biota e por se degradar

rapidamente em substâncias inócuas e biodegradáveis como ácido acético e oxigênio ativo

(SÁNCHEZ-RUIZ

et al

., 1995

apud

SOUZA, 2000).

O ácido peracético é produzido a partir da reação entre o peróxido de hidrogênio e o ácido

acético (1.5). Esta reação pode formar até 15% de ácido peracético e 25% de água, sobrando um

residual de peróxido de hidrogênio de 25% e de ácido acético de até 35%.

+ CH

OOH

↔

COOOH + H

O (1.5)

O modo de ação primária do ácido peracético é a oxidação. Portanto, o mecanismo de

inativação dos microorganismos se dá através da oxidação da membrana celular externa das

bactérias, endosporos, esporos, etc. Dentro da célula, pode também oxidar enzimas, rompendo

ligações sulfídricas e sulfúricas nas mesmas, provocando alterações bioquímicas e podendo levar a

morte.

Segundo Monarca

et al.

(2002a) e Monarca

et al.

(2002b), os subprodutos formados pelo

ácido peracético são basicamente ácidos carboxilícos, sendo encontrados também alguns álcoois

não halogenados e compostos de carbonil que não são reconhecidos como mutagênicos. Porém,

como já foi mencionado anteriormente, os efeitos tóxicos decorrentes de desinfecção podem ser

causados não só pelos subprodutos de desinfetantes como também pelos seus residuais.

De acordo com Daniel (2001), efluentes desinfetados com ácido peracético indicaram

elevada toxicidade para alguns organismos aquáticos (

Daphnia similis

Brachidanio rerio

Photobacterium phosphorium

). Em um estudo mais recente, Buschini

et al.

(2004) verificaram,

através do teste do cometa, que o ácido peracético foi capaz de induzir genotoxicidade em

leucócitos humanos expostos a 1 hora de tratamento em concentrações iguais e superiores a 0,5

mg/L.

Portanto, apesar de Baldry

et al

. (1995) afirmarem que o ácido peracético apresenta

excelentes propriedades anti-microbianas, ainda se faz necessário um estudo mais aprofundado

sobre seu potencial tóxico em diferentes efluentes secundários no Brasil a fim de garantir proteção

aos ambientes aquáticos receptores, caso a utilização deste desinfetante seja priorizada.

1.1.4. Radiação Ultravioleta

A radiação ultravioleta foi reconhecida como método de desinfecção ainda no final do

século XIX, porém, sua aplicação desapareceu com a evolução das técnicas de cloração.

Atualmente, a radiação ultravioleta tem ressurgido como uma importante alternativa na desinfecção

de esgotos domésticos, não só devido aos problemas de toxicidade de efluentes relacionados a

cloração, mas também pelo desenvolvimento da sua tecnologia que tem gerado mais confiabilidade

nos equipamentos e tem tornado os custos de operação e manutenção mais competitivos

(SPELLMAN, 1999).

A luz ultravioleta é muito efetiva na destruição de vírus e bactérias. Seu comprimento de

onda está situado na faixa de 40 a 400nm, entre os raios X e a luz visível, sendo que o seu maior

efeito bactericida é obtido entre 250 e 270nm.

A desinfecção com luz ultravioleta utiliza a energia elétrica para promover a inativação de

microorganismos, pois a radiação é geralmente obtida por meio de lâmpadas especiais de vapor de

mercúrio ionizado de baixa e média pressão e com diversos valores de potência (DANIEL, 2001).

Como estes arcos de lâmpada emitem essencialmente luz monocromática com comprimento de

onda de 253,7nm, os mesmos são bastante efetivos na eliminação dos microorganismos (USEPA,

1999b).

A efetividade do processo de desinfecção com UV depende da intensidade de luz emitida,

do tempo de contato e da qualidade do efluente (principalmente: densidade inicial de bactérias,

turbidez e concentração de sólidos totais em suspensão, que podem ocultar os microorganismos da

radiação, impedindo sua inativação). Portanto a dose de luz UV (produto da intensidade de radiação

pelo tempo de exposição) a ser aplicada irá depender das características do esgoto a ser tratado,

sendo que doses muito baixas podem não inativar alguns organismos mais resistentes e podem

provocar um efeito sub-letal sobre outros microorganismos, favorecendo a sua fotorreativação.

Por ser uma radiação eletromagnética, o mecanismo de inativação dos microorganismos se

dá por meio físico, através da indução de alterações fotobioquímicas dentro das células. As reações

de fotólise (quebra das moléculas por ação da luz) só ocorrem se a radiação gera suficiente energia

para alterar as ligações químicas das células e se a radiação é absorvida pelas moléculas-alvo. Como

os ácidos nucléicos e as proteínas absorvem muito efetivamente a radiação ultravioleta,

principalmente nos comprimentos de onda de 240 a 260nm, estes são os principais componentes da

célula a serem atingidos durante a desinfecção (TASK FORCE ON WASTEWATER

DISINFECTION, 1996).

Acredita-se que a maior parte do dano causado pelo UV ocorre nas bases nitrogenadas que

compõe os ácidos nucléicos. Estas bases, chamadas de nucleotídeos, são derivadas da purina

(adenina e guanina) ou da pirimidina (citosina e timina ou uracil, no caso de RNA). A radiação UV

induz a formação de dímeros entre duas pirimidinas adjacentes numa tira de polinucleotídeos, sendo

que o dímero timina-timina é formado com maior eficiência. Os dímeros impossibilitam a

replicação do DNA, o que acaba sendo letal para a célula (CAMACHO, 1995).

Acredita-se que a desinfecção com UV, por ser um processo físico, é ambientalmente

segura, pois não forma subprodutos nem apresenta residual. No entanto, compostos que absorvem a

radiação ultravioleta e apresentam alto rendimento quântico de fotólise têm alto potencial para se

fotodegradar, podendo, inclusive, se transformar em compostos mais tóxicos do que os originais

(efeito de foto-ativação).

Um fenômeno de foto-ativação que não está relacionado com a água, porém é muito

conhecido em regiões altamente industrializadas, é a formação do

smog

oxidante (

smoke

, fumaça +

fog

, neblina) a partir de reações fotoquímicas de produtos de combustão incompleta e compostos

orgânicos, resultantes de motores de automóveis, com óxidos de nitrogênio, sob a incidência da luz

ultravioleta.

Nipper & Carr (2002) afirmam que um fator de importância em ambientes aquáticos é o

efeito dos raios ultravioleta da luz solar sobre a persistência e toxicidade de alguns compostos

orgânicos. Estes autores analisaram o efeito da irradiação solar sobre a fotodegradação e toxicidade

foto-induzida (fotoativação) de dois compostos nitroaromáticos (ácido pícrico e 2,6-DNT) em águas

marinhas e descobriram que o produto de foto-transformação do 2,6 DNT foi menos tóxico a

zoósporos da macroalga

Ulva fasciata

do que o composto original, porém foi mais tóxico a gametas

de equinodermos, indicando foto-ativação.

Porém, Sampaio (1985) afirma que as dosagens de radiação ultravioleta normalmente

empregadas para a desinfecção de águas residuárias são tão pequenas que se pode considerar que

seus efeitos sobre as substâncias químicas presentes no efluente são insignificantes, com relação à

formação de novos compostos através de reações fotoquímicas. Oliver & Carey (1976)

apud

Sampaio (1985) confirmaram esta afirmação através de testes de toxicidade aguda com a truta arco-

íris. Estes peixes, expostos por um período de 96 horas a um efluente desinfetado com radiação

ultravioleta, não sofreram efeito deletério. No entanto, mais recentemente, Gjessing & Kallqvist

(1991) verificaram que amostras de água contendo substâncias húmicas desinfetadas com luz UV

produziram efeito tóxico na alga unicelular

Selenastrum capricornutum

Desta forma, apesar das vantagens da utilização da radiação UV como desinfetante de

efluentes domésticos (maior eficiência em mínimo tempo de contato quando comparado a outros

agentes de desinfecção, baixo custo de operação e manutenção), ainda se faz necessário verificar o

seu potencial tóxico sobre diferentes organismos aquáticos como forma de prevenção a um eventual

dano ambiental quando da sua aplicação.

1.2. Toxicologia

Toxicologia é a ciência que estuda os efeitos nocivos decorrentes das interações de

substâncias químicas ou agentes físicos com o organismo. Tem por objeto de estudo a intoxicação

sob todos os seus aspectos e por finalidade primordial a promoção de condições seguras de convívio

entre os agentes tóxicos e os organismos vivos, mormente o homem (CHAZIN; PEDROZO, 2003).

A Ecotoxicologia, como ramo da Toxicologia Tradicional, é uma ciência multidisciplinar

que objetiva proteger o ecossistema como um todo, avaliando, a partir de parâmetros ecológicos

(ensaios de toxicidade a um ou mais componentes do ecossistema), os efeitos dos poluentes no

ambiente, levando em consideração a interação existente entre o agente tóxico e o ambiente físico

no qual os organismos habitam (HOFFMAN

et al.

1995).

O termo "ecotoxicologia" foi proposto em 1969 pelo professor René Truhaut, do Centro de

Pesquisas Toxicológicas da Universidade René Descartes, Paris, França, referindo-se à ciência que

procura estudar como os ecossistemas metabolizam, transformam, degradam, eliminam ou

acumulam, isto é, como se comportam quando sujeitos a ação tóxica de substâncias químicas,

naturais ou produzidas pelo homem.

Nesse sentido, na ecotoxicologia tenta-se estudar os efeitos adversos de substâncias tóxicas

em qualquer nível de organização de sistemas biológicos (de subcelular até comunidades e

ecossistemas), avaliando também os processos de recuperação da biota quando há diminuição da

exposição dos agentes tóxicos (RAND

et al.

, 1995). Segundo os autores, ela trata dos efeitos que

podem provocar alterações tanto negativas como positivas das circunstâncias existentes em

determinado momento, mas enfoca principalmente os efeitos adversos e que deveriam cessar assim

que a exposição aos agentes tóxicos terminasse.

Nos estudos de ecotoxicidade o principal instrumento é o bioensaio, o qual pode ser

conduzido de diversas formas, podendo ser avaliados diferentes processos e efeitos de

contaminação a fim de buscar as respostas mais rápidas, precisas e de fácil interpretação.

Os métodos de ensaio de toxicidade incluem testes agudos, crônicos, de bioacumulação,

biodegradação e biomarcação (RAND; PETROCELLI, 1985), podendo ter como

endpoint

(efeito

biológico que é medido e aceito como indicador da toxicidade da substância testada) modificações

comportamentais, fisiológicas e de letalidade, assim como alterações bioquímicas, genéticas ou

teratogênicas. Os bioensaios podem ser realizados sob condições controladas, tanto em laboratório

como em campo.

Dentre os testes mais frequentemente utilizados em laboratório, os bioensaios agudos

ocupam posição de destaque devido a sua maior simplicidade e ao curto período de exposição dos

organismos ao agente tóxico. Normalmente, o

endpoint

é a letalidade (para peixes), imobilização

(para invertebrados), crescimento (para alga), etc. A resposta geralmente é dada em termos de CL50

(Concentração Letal Média, isto é, a concentração do agente tóxico que causa efeito agudo letal a

50% dos organismos-teste, num período de exposição determinado) ou CE50 (Concentração Efetiva

Média, isto é, a concentração do agente tóxico que causa efeito agudo não letal a 50% dos

organismos-teste, num determinado período de exposição). O bioensaio é realizado,

preferencialmente, no período de vida mais sensível do organismo-teste.

Os testes crônicos também são muito utilizados, pois apresentam respostas mais sensíveis ao

agente tóxico, sendo realizados durante um período mais prolongado de tempo. Nesse caso, os

organismos são expostos continuamente aos contaminantes, geralmente em menores concentrações,

por uma determinada etapa do ciclo de vida da espécie (envolvendo alguns estágios mais sensíveis

do organismo-teste) ou por todo o seu ciclo. Podem ocorrer mortes, porém, o principal objetivo

desses testes é estabelecer concentrações ambientalmente seguras observando efeitos na

reprodução, desenvolvimento, fertilidade, comportamento, além de alterações fisiológicas e

bioquímicas. A resposta pode ser dada em termos do CENO (Maior Concentração de Efeito Não

Observado) ou CEO (Menor Concentração de Efeito Observado), sendo que o Valor Crônico

(média geométrica dos valores de CENO e CEO) pode ser estimado.

O método do teste de toxicidade a ser empregado, bem como os organismos-teste a serem

utilizados e os efeitos passíveis de serem observados (

endpoints

), devem ser escolhidos de acordo

com os objetivos do estudo. Caso o foco da pesquisa seja comparar o efeito tóxico de uma

substância em relação à outra, um protocolo operacional rígido de testes é mais apropriado, sendo

necessária a utilização de organismos cuja metodologia de testes já esteja padronizada, podendo ser

considerado inclusive o uso de um organismo-teste alóctone. Porém, caso pretenda-se descrever o

comportamento de uma mistura complexa em um sistema específico, pode ser mais vantajoso

adaptar a metodologia de teste às necessidades do estudo, conduzindo o ensaio sob condições

físicas e químicas características daquele ambiente e utilizando um organismo autóctone com maior

representatividade ecológica.

Segundo Guckert (1996)

apud

Gusmão (2004), as avaliações de toxicidade são, na maioria

das vezes, conduzidas utilizando apenas uma espécie de organismo-teste, a qual deve ser capaz de

representar todas as outras espécies do ambiente por ser indicadora sensível dos efeitos das

substâncias tóxicas. Porém, em função da multiplicidade de espécies existentes no ambiente, das

inúmeras relações de dependência entre elas e da variedade de efeitos adversos que agentes tóxicos

podem causar em diferentes espécies, preconiza-se que os testes sejam realizados com, no mínimo,

três organismos pertencentes a diferentes níveis tróficos, de modo a obter o resultado com o

organismo mais suscetível e estimar com maior segurança o impacto causado pelo toxicante

(AZEVEDO; CHASIN, 2003).

2. JUSTIFICATIVA

A desinfecção de esgotos sanitários, apesar de não ser obrigatória, em muitos casos é

necessária na medida em que garante a qualidade microbiológica do corpo d’água receptor e

permite o seus múltiplos usos por parte da população.

Quando um efluente doméstico é lançado no ambiente aquático sem ser previamente

desinfetado, ocorre um decréscimo natural dos organismos patogênicos ao longo do tempo devido à

diluição, porém, principalmente nos centros urbanos, os grandes volumes de esgotos gerados e a

multiplicidade de locais de descargas de águas residuárias tornam insuficiente a redução natural de

patógenos no corpo hídrico receptor.

Ademais, a crescente deterioração das fontes de abastecimento de água para consumo

humano, o gradativo aumento populacional e conseqüente incremento de demanda hídrica impõem

a necessidade de reúso dos efluentes para fins mais nobres, como recreação, irrigação e aquicultura.

Cabe ressaltar que nas últimas três décadas a irrigação com efluentes sanitários tornou-se

prática crescente em todo o mudo, por vezes acompanhada de rígido controle sanitário, outras não.

A utilização controlada de esgotos sanitários em irrigação, hidroponia e piscicultura já vem sendo

praticada em diversos países, sendo inclusive regulamentada em legislação específica em países

como México e Israel. No Brasil, apesar de não haver regulamentação específica, já se reconhece a

prática disseminada do reúso de esgotos para irrigação (BASTOS

et al.

, 2003). Porém,

considerando que na maioria das estações de tratamento de esgotos no País inexistem processos de

desinfecção, o uso indiscriminado das águas residuárias impõe sérios riscos à saúde da população.

Diante desse fato, atualmente, o interesse na desinfecção de esgotos sanitários é cada vez

maior. Porém, a desinfecção dos esgotos sanitários após o tratamento deve ser estudada caso a caso.

Devido ao potencial de causar efeitos deletérios ao ambiente receptor, o uso de desinfetantes

convencionais, como o cloro, por exemplo, tem sido motivo de grandes preocupações. Certamente o

risco de infecção humana por microorganismos patogênicos deve ser priorizado, mas os impactos

ambientais decorrentes da desinfecção também precisam ser levados em consideração.

Vários pesquisadores já compararam a eficiência de desinfecção do cloro com desinfetantes

considerados alternativos (ozônio, ácido peracético, radiação ultravioleta), e verificaram que estes

outros agentes também podem demonstrar habilidade de alterar a toxicidade dos efluentes

desinfetados (tabela 2.1).

Tabela 2.1

. Sumário dos efeitos tóxicos de desinfetantes de efluentes domésticos verificados por diferentes

autores. (S = toxicidade; N = ausência de toxicidade).

Organismo

Desinfetante

Pimephales

promelas

Ceriodaphnia

dubia

Selenastrum

capricornutum

Bactéria

heterótrofa

Vibrio

fischeri

Allium

cepa

Cloro - S (6) - - S (5) N (5)

Ozônio N (1) N (1); S (2) N (1) - S (5) N (5)

UV N (1) N (1); S (2) N (1); S (3) S (4) N (5) N (5)

PAA - - - - S (5) S (5)

(1) Oppenheimer et al. (1994) apud Blatchley III et al. (1997). (2) Blatchley III, et al. (1997)

(3) Gjessing & Kallqvist (1991) (4) Lund & Hongve (1994)

(5) Monarca et al. (2000) (6) Thompson & Blatchley III (1999)

Ao selecionar um desinfetante de esgoto sanitário visando a segurança microbiológica dos

corpos hídricos receptores, é importante, tanto do ponto de vista econômico, como de saúde pública

e de qualidade ambiental, estar consciente sobre o risco de formação de subprodutos potencialmente

tóxicos e sobre a persistência do residual de desinfecção. Estudos demonstram que a velocidade de

formação de qualquer subproduto, assim como sua concentração final, está altamente relacionada

com os parâmetros de qualidade do efluente desinfetado (incluindo pH, temperatura, carga

orgânica, concentração de amônia e íons brometo, etc.), com o tempo de contato entre o

desinfetante e o efluente e com a concentração de residual dos desinfetantes.

Como os efluentes sanitários apresentam características químicas, físicas e microbiológicas

distintas entre si, tanto espacialmente como temporalmente, a demanda de desinfetante necessária

para promover a inativação de microorganismos patogênicos em um dado momento e em uma dada

localidade é diferente, assim como seu eventual potencial tóxico. Sendo assim, a aplicação do

desinfetante não pode se dar de forma aleatória, sem um estudo preliminar.

De acordo com Dias (2001), a escolha de um desinfetante tem por objetivo obter máxima

eficiência e confiabilidade na desinfecção com o menor custo e mínimos efeitos indesejáveis sobre

o efluente a ser tratado e sobre o ambiente receptor. Consequentemente, durante a desinfecção, o

ideal seria utilizar a menor concentração do agente químico capaz de promover a inativação dos

microorganismos indesejados, de forma a liberar menores concentrações de residual e formar

menores quantidades de subprodutos.

Nesse sentido, a escolha de um processo de desinfecção de águas residuárias deve

preconizar a investigação de diferentes desinfetantes em diversas dosagens e tempos de contato, não

só com o objetivo de avaliar a eficiência da desinfecção como também de verificar seu potencial

tóxico sobre a vida aquática.

Para avaliar os efeitos adversos que a desinfecção de esgoto sanitário pode causar na biota

dos corpos hídricos receptores, pode-se lançar mão de estudos ecotoxicológicos, cuja ferramenta

principal é o bioensaio de toxicidade.

Os bioensaios baseiam-se fundamentalmente na exposição de organismos-teste pré-

definidos (sejam eles representativos do ambiente em questão ou que apresentem metodologia de

testes padronizada) à várias concentrações de uma ou mais substâncias, misturas químicas

complexas ou à amostras ambientais, por um período de tempo determinado.

Os bioensaios são especialmente importantes para avaliar a toxicidade de misturas

complexas, como é o caso do efluente desinfetado, na medida em que essas misturas são

constituídas por uma infinidade de substâncias de difícil identificação. Ademais, há que se

considerar as inúmeras interações que ocorrem entre os compostos químicos presentes nos efluentes

e os desinfetantes, resultando nas mais diferentes formas de ação sobre o organismos expostos e

que, muitas vezes, não podem ser quantificados por meio de análises químicas.

Cumpre ainda ressaltar que a expressão da toxicidade de uma substância química ou mistura

complexa depende das características da exposição e de seu comportamento no meio ambiente e no

sistema biológico. Além das propriedades físico-químicas da substância ou mistura complexa, deve-

se considerar a magnitude, a duração e a freqüência da exposição, as vias de introdução, a natureza

endponit

do tóxico que está sendo medido, as espécies testadas e a suscetibilidade dos

organismos, estando esta última diretamente interligada aos processos toxicocinéticos e

toxicodinâmicos (AZEVEDO; CHASIN, 2003; USEPA, 1989).

Pretendeu-se, neste trabalho, avançar no conhecimento sobre o potencial efeito tóxico de

diferentes agentes de desinfecção de efluente de tratamento secundário de esgoto sanitário. Trata-se,

portanto, de um estudo experimental, onde se buscou avaliar a eficiência de três tipos de agentes

químicos (hipoclorito de sódio, ozônio e ácido peracético) e um agente físico (radiação ultravioleta)

na inativação de coliformes totais e

Escherichia coli

presentes no esgoto doméstico proveniente da

Estação de Tratamento de Esgotos (ETE) da cidade de Araraquara (SP). Porém, principalmente,

procurou-se verificar se esses desinfetantes, após aplicados no esgoto sanitário, apresentaram

residuais persistentes ou formaram subprodutos que pudessem ser tóxicos aos cinco organismos-

teste utilizados nos bioensaios, os quais representam diferentes níveis da cadeia trófica de um

ambiente aquático.

Ressalta-se que a interpretação e extrapolação dos dados obtidos nos ensaios de toxicidade

devem permitir identificar os limites seguros e aceitáveis de contaminação dos esgotos

desinfetados, de forma a garantir que seu posterior lançamento no ambiente aquático não prejudique

a saúde dos corpos hídricos receptores.

3. OBJETIVOS

O objetivo principal deste estudo foi o de avaliar o potencial tóxico de diferentes

desinfetantes (hipoclorito de sódio, ácido peracético, radiação ultravioleta e ozônio) que podem ser

usados na desinfecção de esgotos sanitários. Para tanto, foram realizados ensaios de desinfecção

(diversas concentrações e tempos de contato) com o esgoto doméstico originário da cidade de

Araraquara (SP) e, posteriormente, ensaios de toxicidade a fim de verificar possíveis efeitos agudos

e crônicos em diferentes organismos-teste (

Daphnia similis

Ceriodaphnia silvestrii

Chironomus

xanthus

Danio rerio

Allium cepa

Os objetivos secundários incluem:



Caracterizar o esgoto sanitário bruto quanto às suas propriedades físicas, químicas e

bacteriológicas;



Verificar o potencial tóxico do esgoto sanitário após tratamento secundário.



Verificar possíveis alterações nas características físicas, químicas e bacteriológicas do

esgoto sanitário após a desinfecção com cada agente desinfetante;



Classificar os agentes desinfetantes utilizados na desinfecção do esgoto sanitário de acordo

com seu grau de toxicidade aos organismos-teste, levando-se em consideração as diferentes

concentrações e tempos de contato testadas.



Determinar qual dos agentes desinfetantes testados apresenta maior efetividade em termos

de inativação de coliformes totais e

Escherichia coli

e menor potencial tóxico aos

organismos-teste e, portanto, qual seria mais indicado para ser utilizado na desinfecção do

do efluente de tratamento secundário do esgoto sanitário de Araraquara (SP), de forma a

minimizar os impactos ao corpo hídrico receptor.

4. HIPÓTESE DO TRABALHO

A hipótese fundamental deste estudo baseia-se no fato de que “alguns agentes desinfetantes,

apesar de promoverem redução dos microorganismos patogênicos presentes no esgoto sanitário,

também podem produzir compostos tóxicos e genotóxicos, dependendo dos precursores existentes

no efluente e das doses dos desinfetantes” (MONARCA

et al.

, 2000). Por isso, quando se pretende

implantar um sistema de desinfecção em uma Estação de Tratamento de Esgotos de uma

determinada localidade, é prudente que se faça um estudo toxicológico prévio analisando o

potencial tóxico de formas convencionais e alternativas de desinfetantes, de forma que se possa

adotar o agente desinfetante mais adequado e eficaz àquele determinado efluente, o que minimizaria

possíveis efeitos adversos ao corpo hídrico receptor e a sua biota.

5. MATERIAIS E MÉTODOS

Este trabalho, de cunho experimental, foi desenvolvido no Laboratório de Ecotoxicologia e

Ecofisiologia de Organismos Aquáticos, pertencente ao Núcleo de Estudos de Ecossistemas

Aquáticos (NEEA), localizado no Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada (CRHEA), em

Itirapina, SP, o qual faz parte do Departamento de Hidráulica e Saneamento (SHS), da Escola de

Engenharia de São Carlos (EESC), Universidade de São Paulo (USP)

5.1. Área de coleta

Para o desenvolvimento do presente estudo, optou-se por utilizar as águas residuárias

provenientes da Estação de Tratamento de Esgotos (ETE) de Araraquara (SP), uma vez que não

havia ETE em São Carlos durante a fase experimental deste trabalho.

O município de Araraquara (SP), que está localizado a cerca de 40km de São Carlos, possui

uma área total de 1.312km

e aproximadamente 190 mil habitantes.

A Estação de Tratamento de Esgotos Sanitários de Araraquara (ETE-Araraquara), que foi

inaugurada em março de 2000 e é operada pelo Departamento Autônomo de Água e Esgotos

(DAAE), situa-se às margens do Ribeirão das Cruzes, na Rodovia SP 255, a 13km do perímetro

urbano. Essa Estação foi planejada para atender uma população de 270 mil habitantes, possuindo

capacidade total de tratamento de 800 l/s. Atualmente a ETE-Araraquara trata 100% dos esgotos

sanitários coletados na cidade. Sua rede de esgotos, formada por 893 km de coletores, atende a mais

de 98% dos estabelecimentos municipais de Araraquara.

O sistema de tratamento da ETE-Araraquara é de nível secundário, sendo constituído por

lagoas de estabilização que apresentam dois módulos em paralelo. Cada módulo é composto por

Lagoa de Aeração, Lagoa de Sedimentação e Lagoa de Lodo, como pode ser observado na figura

5.1. O processo de desinfecção não faz parte do sistema de tratamento dessa ETE.

No tratamento preliminar (físico), o resíduo bruto que chega na Estação por meio de

emissário subterrâneo é submetido a um gradeamento inicial para a separação dos detritos maiores

(figura 5.2). Posteriormente, o esgoto atravessa uma calha Parshal, que registra a vazão de esgoto a

ser tratado, e segue para as caixas retentoras de areia, cuja função é separar a areia do líquido que

seguirá para o tratamento nas Lagoas.

Figura 5.1.

Fluxograma da ETE - Araraquara.

Figura 5.2

Chegada do esgoto bruto por tubulação submersa à ETE-Araraquara (Tratamento Preliminar).

O tratamento biológico ocorre nas Lagoas de Aeração, onde o esgoto é submetido à agitação

mecânica realizada por aeradores (figura 5.3). Esses equipamentos movimentam a água

promovendo a oxigenação da mistura, eliminando gases indesejáveis e acelerando o processo de

decomposição da matéria orgânica por bactérias aeróbias. O volume útil das Lagoas de Aeração é

Coleta -

Afluente

Coleta -

Efluente

da ordem de 103.700,00m

, o que implica em um tempo de detenção médio do esgoto de 3 dias

nessas lagoas, considerando a vazão nominal média de 400L/s por módulo.

Em seguida, o esgoto é encaminhado para as Lagoas de Sedimentação, onde permanece em

descanso para que as partículas sólidas ainda presentes na mistura se depositem no fundo das lagoas

(figura 5.4). Esse processo de sedimentação remove a matéria orgânica da coluna d’água

transformando-a em biomassa (lodo). O volume útil dessas lagoas é da ordem de 57.600,00m

proporcionando um tempo de detenção médio de 1,7 dias, considerando a vazão nominal média de

cada módulo de 400L/s.

O lodo sedimentado no fundo das lagoas deve ser estabilizado por processos anaeróbios na

Lagoa de Lodo e removido periodicamente para um aterro sanitário; porém, até o término da fase

experimental deste estudo, a Lagoa de Lodo ainda não se encontrava em operação, devido ao fato

do lodo ainda não ter sido formado em quantidade suficiente durante todo o período de

funcionamento da ETE-Araraquara.

Ao sair da Lagoa de Sedimentação, o efluente líquido final não é submetido a nenhum

sistema de desinfecção, sendo lançado diretamente no Ribeirão das Cruzes (figura 5.5). Esse rio,

que atravessa a zona urbana de Araraquara, está inserido na Bacia do rio Jacaré-Guaçú (Médio Tietê

Inferior – UGRHI Tietê/Jacaré) e é enquadrado, de acordo com o Decreto Estadual n° 39.173/94,

como rio de classe 4.

Apesar de as águas do Ribeirão das Cruzes estarem destinadas aos seus usos menos

exigentes, como navegação e harmonia paisagística, conforme classificação estabelecida pelo

CONAMA (Resolução N° 357 de 17 de março de 2005), podem ser encontradas represas às suas

margens utilizadas no meio rural para fins como a irrigação de pomares e canaviais.

Figura 5.3

. Lagoas de Aeração da ETE-Araraquara.

igura 5.4

. Lagoas de Aeração (ao fundo) e de sedimentação (à frente) da ETE-Araraquara.

Figura 5.5.

Efluente final da ETE-Araraquara sendo lançado no Ribeirão das Cruzes.

Fonte: SCALIZE, P. S. et al. (2003).

5.2. Coleta, transporte e estocagem das amostras

Neste estudo, foram realizadas quatro coletas instantâneas de esgoto na ETE-Araraquara. A

primeira coleta, considerada preliminar, foi efetuada em setembro de 2003. Nessa oportunidade,

foram amostrados 40L de esgoto bruto (antes de ser submetido ao gradeamento inicial – figura 5.2)

e 40L de esgoto tratado (antes de ser lançado no Ribeirão das Cruzes – figura 5.5).

O objetivo dessa primeira coleta foi o de analisar as características físicas, químicas e

bacteriológicas gerais do esgoto sanitário bruto (afluente da ETE) e tratado (efluente da ETE) de

Araraquara e estimar seu potencial tóxico a diferentes organismos-teste. Não foram realizados

ensaios de desinfecção nesse momento.

As outras coletas foram efetuadas em abril, julho e novembro de 2004, quando foram

amostrados, em cada ocasião, 60L do esgoto tratado para a realização de ensaios de desinfecção,

testes de toxicidade e caracterização física, química e bacteriológica do efluente.

Todas as coletas foram realizadas durante o período matutino (entre 8h30min e 10h), sendo

as amostras transportadas em galões de plástico de 20L até o laboratório, onde uma fração foi

armazenada em geladeira a 4°C para posterior realização das análises físicas e químicas e outra

alíquota foi diretamente utilizada em ensaios de desinfecção e testes de toxicidade.

5.3. Variáveis hidrológicas da ETE-Araraquara: vazão

As medidas de vazão do esgoto bruto e tratado da ETE-Araraquara foram obtidas junto ao

DAAE, no momento de cada coleta, e foram expressas em L/s.

5.4. Variáveis químicas, físicas e bacteriológicas do esgoto

Após a coleta do efluente, o mesmo foi caracterizado quanto a sua concentração de

nutrientes, sulfetos,

sulfatos e cloretos, metais totais, sólidos totais (dissolvidos e em suspensão),

carga orgânica (demanda bioquímica de oxigênio, demanda química de oxigênio e carbono

orgânico total), oxigênio dissolvido, alcalinidade, dureza, pH, condutividade e absorbância a

254nm

Como parâmetros bacteriológicos, coliformes totais e

Escherichia coli

foram utilizados para

avaliação da eficiência dos sistemas de desinfecção, sendo realizados, portanto, exames no efluente

não desinfetado e desinfetado.

As metodologias específicas utilizadas para a determinação das variáveis químicas, físicas e

bacteriológicas do esgoto, com exceção dos nutrientes, tiveram como referência APHA (1998).

5.4.1. Nutrientes

Neste estudo, foram analisadas as concentrações de formas nitrogenadas (nitrogênio total

Kjeldhal, amônia, nitrito e nitrato) e fosfatadas (fósforo total, fosfato total dissolvido e fosfato

inorgânico dissolvido), bem como de silicato reativo, presentes nas amostras de efluente da ETE-

Araraquara.

Em laboratório, logo após as coletas, alíquotas de aproximadamente 200mL de amostras

homogeneizadas foram armazenadas e congeladas em frascos de polietileno para posterior análise

de nitrogênio orgânico total e fósforo total.

Para a análise dos outros nutrientes, frações de aproximadamente 500mL de cada amostra

foram filtradas em membranas de fibra de vidro GF/C WHATMAN, de 0,45

de porosidade,

sendo congeladas em frascos de polietileno até sua determinação.

A metodologia específica para a determinação de cada nutriente é apresentada na tabela 5.1,

sendo a colorimetria utilizada em todos os casos. Com exceção no nitrogênio total Kjeldhal, cuja

medida é dada por titulometria, as concentrações dos outros nutrientes foram medidas por

espectrofotômetro de transmissão modelo “SHIMADZU UV – 2101PC”, seguindo os padrões

estabelecidos pelo Laboratório de Limnologia do NEEA/CRHEA.

Tabela 5.1

. Metodologias de análise de nutrientes utilizadas no presente estudo e capacidade de detecção de

cada método.

Variável Referências de Metodologias Faixa de Detecção

Nitrogênio Total K

jeldhal

Golterman et al (1978)

1 a 100mg/L

Nitrito

Golterman et al (1978)

0,01 a 1,0mg/L

Nitrato

Mackereth et al. (1978)

0,01 a 1,0mg/L

Amônia

Koroleff (1976)

0,02 a 2,0mg/L

Fósforo total

Strickland & Parsons (1960)

0,01 a 6,0mg/L

Fosfato total e inorgânico dissolvidos

Strickland & Parsons (1960)

0,01 a 6,0mg/L

Silicato reativo

Golterman et al. (1978)

0,4 a 25mg/L

Dada a grande concentração de determinados nutrientes nos efluentes testados, houve casos

em que ocorreu extrapolação da capacidade de detecção dos respectivos métodos de análises.

Nessas situações, conforme recomendado por APHA (1998), foi necessário diluir as amostras com

água destilada e deionizada para que suas medidas se adequassem aos limites de concentração

específicos do método selecionado, sendo seus valores ajustados posteriormente.

5.4.2. Sulfetos

Em laboratório, alíquotas de 25mL de amostras de esgoto foram utilizadas para a

determinação de sulfetos totais. Foi adotado o método colorimétrico azul de metileno, o qual é

adequado para detectar concentrações de 0,1 a 20mg/L. A leitura foi realizada em espectrofotômetro

modelo DR/2000, marca HACH.

5.4.3. Sulfatos

Amostras homogeneizadas de esgoto foram mantidas sob refrigeração a 4°C para posterior

análise de sulfatos. Foi realizada a análise adicionando-se o conteúdo de uma embalagem do

reagente de

SulfaVer 4 Sulfate

a 25mL de amostra, sendo a leitura efetuada em espectrofotômetro

DR/2000, marca HACH. Esse método pode ser aplicado para amostras que contenham

concentrações de sulfatos entre 20 e 70mg/L. Em alguns casos, houve necessidade de diluir as

amostras com água destilada e deionizada para que suas medidas se adequassem aos limites de

concentração do método, sendo seus valores ajustados posteriormente.

5.4.4. Cloretos

Amostras homogeneizadas de esgoto foram mantidas sob refrigeração a 4°C para posterior

análise de íons cloretos. As concentrações de cloretos foram determinadas pelo método

colorimétrico, utilizando solução férrica e solução de mercúrio como reagentes. Esse método é

adequado para detectar de 1 a 200mg de Cl

/L. A leitura foi realizada em espectrofotômetro da

marca HACH, modelo DR/2000.

5.4.5. Metais

Logo após cada coleta, uma alíquota de 1000mL de esgoto foi armazenada em garrafa de

polietileno, fixada imediatamente com 1,5mL de ácido nítrico (HNO

) concentrado e mantida sob

refrigeração a 4ºC até o momento da análise. A preservação da amostra com ácido nítrico é

necessária para manter o pH do efluente abaixo de 2, evitando perdas de metais por volatilização,

adsorção ou precipitação nas garrafas.

Para a determinação da concentração total dos metais (chumbo, cromo, cádmio, cobre,

zinco, níquel, ferro, manganês, magnésio e cálcio) presentes no esgoto, a metodologia utilizada foi a

da digestão com ácido nítrico concentrado, acrescentando-se peróxido de hidrogênio, seguindo as

recomendações descritas em APHA (1998). A leitura foi feita em espectrofotômetro de absorção

atômica por chama modelo “VARIAN Spectr AA220”.

Os Limites de Detecção (LD) e Quantificação (LQ) determinados pelo laboratório de

Limnologia do NEEA/CRHEA para os metais analisados neste estudo estão apresentados na tabela

5.2.

Tabela 5.2

. Limites de detecção e quantificação para as análises de metais por espectrofotometria de

absorção atômica com chama. Fonte: NEEA/CRHEA/SHS/EESC/USP.

Metais LD (mg/L) LQ (mg/L)

Chumbo 0,040 0,132

Cromo 0,014 0,045

Cádmio 0,008 0,028

Cobre 0,004 0,012

Zinco 0,014 0,048

Níquel 0,030 0,100

Ferro 0,028 0,092

Manganês 0,010 0,030

Magnésio 0,005 0,015

Cálcio 0,130 0,430

Diversos autores orientam para que não sejam realizadas avaliações quantitativas baseadas

em concentrações obtidas próximas ao LD, sugerindo que se adote um limiar mais conservador, o

LQ.

5.4.6. Sólidos Totais, Sólidos em Suspensão Totais e Sólidos Dissolvidos Totais

Os sólidos totais (ST) presentes em uma amostra incluem os sólidos em suspensão totais

(SST) - porção dos sólidos retida por um filtro com porosidade igual ou inferior a 2,0

m - e os

sólidos dissolvidos totais (SDT) - porção dos sólidos que passa através desse filtro (APHA, 1998).

No presente estudo, as concentrações de ST, SST

e SDT, bem como as respectivas frações

voláteis e fixas, presentes nas amostras de efluente antes e após cada desinfecção, foram

determinadas seguindo metodologias específicas descritas em APHA (

op. cit.

), as quais são

adequadas para detectar concentrações de sólidos de até 20.000mg/L.

Cabe ressaltar que, para a extração de SST, foram utilizados filtros de fibra de vidro GF/C

WHATMAN, com 0,45

µµ

m de porosidade, previamente calcinados em mufla e pesados em balança

analítica digital “METTLER AE 240”, com 0,0001g de precisão. As amostras de esgoto filtradas

por essas membranas foram utilizadas para a análise de SDT.

5.4.7. Demanda Bioquímica de Oxigênio

Para a determinação da Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO

), em mg O

/L, utilizou-se

o sistema de diluição e incubação (20°C em 5 dias), seguida por análise titulométrica (APHA,

1998). Cabe observar que as análises de DBO

foram iniciadas até, no máximo, 2 horas após a

coleta das amostras de efluente em campo.

5.4.8. Demanda Química de Oxigênio

Para a determinação da Demanda Química de Oxigênio (DQO) em amostras

homogeneizadas de efluentes não desinfetados e desinfetados, seguiu-se metodologia estabelecida

por APHA (1998). Utilizou-se o método colorimétrico, aplicado a amostras digeridas em frascos de

reação (tipo HACH) fechados, mantidos em termo-reator a 150°C por 2 horas. A leitura foi

realizada em espectrofotômetro modelo DR/2000. Os reagentes utilizados na digestão das amostras,

da marca HACH (

High range

), apresentam capacidade de detecção de concentrações que variam de

20 a 1.500 mg de O

/L.

5.4.9. Carbono Orgânico Total

As medidas de carbono orgânico total (COT) das amostras de esgoto foram obtidas no

próprio DAAE/ETE-Araraquara no momento da coleta. As análises foram efetuadas

eguindo

metodologia preconizada por APHA (1998) e os resultados foram expressos em mg de C/L.

5.4.10. Oxigênio Dissolvido

As concentrações de oxigênio dissolvido (OD) foram medidas pelo método do eletrodo de

membrana, utilizando oxímetro da marca Toledo, modelo MO128, e seus resultados foram

expressos em mg/L.

5.4.11. Alcalinidade

As medidas de alcalinidade em amostras de esgoto não desinfetado e desinfetado foram

determinadas pelo método titulométrico, utilizando ácido sulfúrico padronizado a 0,05 N e

potenciômetro, marca Micronal modelo B374.

O resultado foi expresso em termos de mg de

CaCO

/L.

5.4.12. Dureza

As concentrações de dureza foram obtidas em laboratório por meio de titulação volumétrica,

método EDTA. O resultado foi expresso em termos de mg de CaCO

/L.

5.4.13. Potencial Hidrogeniônico

As medidas do potencial hidrogeniônico (pH) das amostras foram feitas por meio de

eletrodos seletivos ao íon H (método potenciométrico), utilizando um potenciômetro da marca

Micronal modelo B374.

5.4.14. Condutividade

Esta variável foi medida em laboratório por meio de um condutivímetro marca Orion,

modelo 145 A+. O resultado foi expresso em

S/cm.

5.4.15. Absorbância a 254nm

A absorbância das amostras de esgoto não desinfetado e desinfetado foi verificada em

comprimento de onda de 254nm. Suas medidas foram realizadas tanto em amostras brutas como

filtradas

em membranas de 0,45

m de porosidade, para remover o material particulado. As

amostras foram inseridas em cubeta de quartzo com trajetória de 1cm e a leitura foi realizada em

espectrofotômetro de transmissão “SHIMADZU UV – 160A”, no Laboratório de Saneamento do

Departamento de Hidráulica e Saneamento da EESC-USP, pelo técnico Paulo Fragiácomo.

5.4.16. Análises de trihalometanos (THM)

Neste estudo, foram analisadas quatro espécies de THM: clorofórmio, bromofórmio,

bromodiclorometano e dibromoclorometano, que poderiam estar presentes nas amostras de esgoto

em um período de 24h e 48h após os ensaios de desinfecção com o hipoclorito de sódio.

Após os tempos de contato, frascos de vidro âmbar de 100mL, contendo ácido ascórbico em

uma quantidade suficiente para eliminar o residual do oxidante, foram completamente preenchidos

com amostras de esgoto desinfetado, devidamente tampados e imediatamente armazenados em

geladeira a 4ºC.

As medidas de THMs foram determinadas por cromatografia gasosa, seguindo o método 551

da USEPA (1999a). O cromatógrafo utilizado, da marca Varian 3600CX, era equipado com

detector de captura de elétrons (DCE), coluna J&W-DB-1, 30m x 0,32mm ID e filme de 5

m de

espessura.

As análises foram realizadas no Laboratório de Recursos Hídricos da UNAERP pela técnica

responsável Eng. Cristina F. P. Rosa.

5.4.17. Exames bacteriológicos

Durante as saídas de campo na ETE-Araraquara, alíquotas de 100mL de esgoto não

desinfetado foram coletadas em “tio-bags” (contendo tabletes de tiossulfato de sódio) e

armazenadas em geladeira a 4°C até a realização dos exames bacteriológicos de coliformes totais e

Escherichia coli

. O mesmo procedimento foi adotado em laboratório com amostras de esgoto

desinfetado. O tiossulfato de sódio tem como objetivo desativar eventuais reações de oxidação

presentes nas amostras.

Os coliformes totais e

E. coli

foram examinados pelo método do substrato definido (método

Colilert), patenteado pela IDEXX, cujo limite de detecção é de 1 organismo/100mL.

As amostras de esgoto não desinfetado e desinfetado foram diluídas e inoculadas com

enzimas Colilert e incubadas por 24h a 35,0 ± 0,5°C em bandeja

Quanti-Tray

, a qual possui 97

poços para análise. Após o período de incubação, foi feita a contagem dos poços que apresentavam

coloração amarelada (coliformes totais) e dos poços que apresentavam fluorescência azul ao serem

expostas à luz ultravioleta (

E. coli

). A estimativa de coliformes totais e de

E. coli

para 100mL de

amostra foi expressa como número mais provável (NMP/100mL).

5.5. Ensaios de desinfecção

Em laboratório, foram realizadas desinfecções no efluente sanitário proveniente da Estação

de Tratamento de Esgoto de Araraquara utilizando o ácido peracético (PAA), hipoclorito de sódio e

ozônio, em diferentes concentrações e tempos de contato, e radiação ultravioleta, em diferentes

intensidades de radiação, a fim de avaliar seu efeito tóxico a diversos organismos-teste.

Logo após cada coleta do efluente final na ETE de Araraquara, uma fração do esgoto foi

diretamente utilizada nos ensaios de desinfecção e, em seguida, nos testes de toxicidade. Já outra

fração foi armazenada em geladeira a 4ºC para, a cada 2 dias, executar novos ensaios de

desinfecção, a fim de proceder a renovação das amostras utilizadas durante os testes de toxicidade

com

C. silvestrii

, C

. xanthus

D. rerio

A. Cepa

, cujo sistema de exposição foi semi-estático.

Nas coletas efetuadas em abril e julho de 2004, os ensaios de desinfecção foram realizados

apenas com PAA e radiação UV; enquanto que na amostragem de novembro de 2004, foram

utilizados nos ensaios de desinfecção o PAA, a radiação UV, o Cloro e o Ozônio.

5.5.1. Desinfecção com ácido peracético

Os ensaios de desinfecção com ácido peracético (PAA) foram realizados em instalação tipo

batelada, utilizando-se béqueres de vidro de 2L sob agitação.

O produto utilizado para a desinfecção com PAA foi o PROXITANE 1512, o qual é

constituído por: ácido peracético (mínimo de 15%), peróxido de hidrogênio (mínimo de 23%),

ácido acético (máximo de 16%) e veículo estabilizante (100%), conforme descrito pelo fornecedor

(Thech Desinfecção – SP). Trata-se de uma solução líquida clara, ácida (pH de 2,8) e com odor

forte e irritante de vinagre.

A partir do PROXITANE 1512, foi preparada uma solução estoque de 1g/L de PAA, cuja

concetração foi confirmada utilizando-se o método colorimétrico DDPD da CHEMetrics de leitura

fotométrica.

Para cada ensaio de desinfecção foram utilizados quatro béqueres, dispostos sobre

agitadores magnéticos. Em cada béquer foi inserido 1L de esgoto homogeneizado e adicionado o

volume específico da solução estoque de PAA de forma a obter concentrações de 5mg/L e 10mg/L

do reagente. O tempo de contato foi de 20 e 40 min., após o qual uma alíquota de 25mL foi retirada

da amostra a fim de verificar a concentração de ácido peracético residual.

A metodologia usada para determinar o ácido peracético residual foi colorimétrica DDPD

(em espectrofotômetro Hach DR/2000), desenvolvida e patenteada pela CHEMetrics, na qual

utiliza-se o kit Vacu-Vials.

Outra fração da amostra, de 100mL, teve a reação de oxidação desativada com a adição de

tiossulfato de sódio a 3% na concentração de 0,1mL/100mL de amostra (APHA, 1998), para que,

posteriormente, pudesse ser utilizada na análise de coliformes totais e

E. coli

O restante da amostra foi diretamente utilizado nos diversos bioensaios de toxicidade.

5.5.2. Desinfecção com radiação ultravioleta

Os ensaios com luz ultravioleta foram realizados em batelada utilizando uma unidade

experimental denominada câmara de desinfecção. Essa unidade constitui-se de duas caixas de aço

inox retangulares (reatores I e II), um refletor removível de alumínio polido e seis lâmpadas

germicidas de baixa pressão de vapor de mercúrio da marca PHILIPS modelo G15-T18, de

fabricação holandesa (figura 5.6). As lâmpadas, cujas medidas são 45,0 cm de comprimento por 2,6

cm de diâmetro, são de longa duração e apresentam potência nominal de 15 W. Essas lâmpadas,

instaladas na cúpula refletora, são emersas e, portanto, não entram em contato direto com o líquido

a ser desinfetado (COLETTI, 2003).

4 5 c m

1 5 c m

R e a t o r I I

R e a t o r I

L â m p a d a U V

4 0 c m

4 5 c m

6 , 6 c m

( a ) ( b )

4 5 c m

1 5 c m

R e a t o r I I

R e a t o r I

L â m p a d a U V

4 0 c m

4 5 c m

6 , 6 c m

( a ) ( b )

Figura 5.6.

Representação esquemática da câmara de desinfecção em corte longitudinal (a) e da

cúpula refletora em vista interna (b).

Para o aquecimento e estabilização das lâmpadas germicidas, as mesmas foram ligadas 30

minutos antes da exposição do esgoto à irradiação.

A água residuária foi inserida no reator II de forma a atingir uma espessura de lâmina

líquida constante de 4 cm, o que equivale a um volume de 7,2L. A câmara de desinfecção foi

mantida nivelada para que a lâmina líquida no seu interior recebesse a radiação de forma

homogênea.

Com o objetivo de garantir uma irradiação mais uniforme da amostra, o líquido foi mantido

homogeneizado através de agitadores magnéticos.

Nos ensaios de desinfecção, 6 lâmpadas germicidas foram ligadas durante dois tempos de

irradiação diferentes (30 segundos e 120 segundos). Sendo assim, as amostras de esgoto foram

submetidas a uma intensidade de energia radiante constante, porém a doses distintas.

Após cada desinfecção, uma alíquota de 100mL do esgoto foi coletada para proceder a

análise de coliformes totais e

E. coli

, enquanto que outra fração de mesmo volume foi utilizada para

determinar a absorbância da amostra em comprimento de onda de 254nm. O restante do esgoto

desinfetado foi utilizado nos ensaios de toxicidade.

Determinação da intensidade média de radiação ultravioleta incidente

Para determinar a dose de radiação UV aplicada no efluente, é necessário conhecer a

intensidade da radiação no reator e o tempo de irradiação, pois a dose é o produto das duas

quantidades. Como os tempos de exposição foram fixados, havia ainda a necessidade de estimar a

intensidade média (I

) de radiação ultravioleta em 254nm incidente na superfície irradiada, expressa

em termos de energia incidente por unidade de área (mW/cm

Para tanto, utilizou-se o método actinométrico, onde uma substância química reage na

presença de luz nos comprimentos de onda de interesse, mudando de cor. É possível calcular a I

tendo-se o tempo de irradiação e conhecendo a quantidade de reagente consumido ou produto

formado em função da quantidade de radiação absorvida (rendimento quântico da substância).

Neste estudo, a substância actinométrica utilizada foi o ferrioxalato de potássio em solução

de 0,006M, que possui rendimento quântico conhecido para o comprimento de onda de 254nm

(1,26 íon-grama/Einstein) e absorve 99% da radiação ultravioleta em 1cm de trajetória (DANIEL,

2001).

O procedimento para a preparação da solução de ferrioxalato de potássio 0,006M seguiu a

metodologia descrita por Hatchard & Parker (1956), sendo que os ensaios de actinometria,

utilizando-se o Método da Fenantrolina (APHA, 1998), foram realizados em ambiente com pouca

iluminação para proporcionar o desenvolvimento de cor da substância actinométrica.

Os ensaios actinométricos para a determinação de I

no interior do reator foram conduzidos

com 6 lâmpadas ligadas, com a lâmina líquida fixada em 1cm. (volume de 1,8L) e durante o

período de 60 segundos.

A concentração de Fe

antes e depois da irradiação, determinada a partir de leituras de

absorbância realizadas no comprimento de onda de 510nm em espectrofotômetro marca

“SHIMADZU UV – 2101PC”, foi calculada utilizando a curva de calibração de Fe

e a equação

abaixo:

smedida

⋅

(5.1)

: concentração de Fe

na solução de ferrioxalato de potássio antes e após a irradiação

com UV (mg/L)

medida

: concentração de Fe

obtida pela curva de calibração de determinação

espectrofotométrica (mg/L)

: volume dasolução irradiada (100mL)

: volume da alíquota da solução irradiada (2mL).

Cabe ressaltar que a curva de calibração de Fe

para o espectrofotômetro “SHIMADZU UV

– 160A” foi confeccionada a partir da correlação entre volumes definidos de solução de sulfato

ferroso 0,1M e sua correspondente absorbância determinada no equipamento, conforme

metodologia estabelecida por Hatchard & Parker (1956).

A partir da equação (5.1) foi possível calcular a dose de radiação ultravioleta em 254nm

incidente na superfície irradiada utilizando-se a fórmula:

10719,4

][][

FeFe

⋅

−

(5.2)

D: dose de radiação UV em 254nm incidente na superfície irradiada (mWs/cm

)

[Fe

]

: concentração molar de Fe

depois da irradiação (mol/L)

[Fe

]

: concentração molar de Fe

antes da irradiação (mol/L)

: rendimento quântico de produção de

em 254nm (1,26 íons-grama/Einstein)

4,719x10

: fator de conversão.

Finalmente, a I

foi estimada pela equação:

⋅

(5.3)

: intensidade média de radiação UV incidente na superfície irradiada (mW/cm

)

L : espessura da lâmina líquida (cm)

t: tempo de exposição (s)

Dosagem de radiação UV

Considerando que a intensidade de energia radiante diminui à medida que aumenta a

espessura da lâmina líquida e que parte da energia emitida pela fonte de radiação é absorvida por

substâncias presentes na amostra (material dissolvido ou em suspensão), após determinada a I

, há a

necessidade de calcular a intensidade média de radiação na lâmina líquida durante os ensaios de

desinfecção. Esse cálculo pode ser feito pela integração da Lei de Beer-Lambert:

dxe

∫

−

(5.4)

Im : intensidade média de radiação UV na lâmina líquida de espessura L (mW/cm

)

0 :

intensidade média de radiação UV incidente na superfície irradiada (mW/cm

)

: coeficiente de extinção ou de absorção (cm

-1

)

O coeficiente de extinção ou de absorção depende da qualidade da amostra e deve ser

calculado a partir da absorbância do efluente desinfetado em comprimento de onda de 254nm:

TA log

−

(5.5)

A : absorbância

T : transmitância

−

−= log

(5.6)

Como a absorbância é medida em espectrofotômetro em cubeta de quartzo de 1cm de

trajetória, logo, x = 1. Então:

Aa 303,2

(5.7)

Obtendo-se o valor da intensidade média de radiação UV na lâmina líquida, pode-se calcular

a dose de radiação recebida pela amostra de efluente, isto é, a energia total que efetivamente estava

disponível para a inativação dos microorganismos, que é dada por:

tID

⋅

(5.8)

: dose recebida de radiação ultravioleta (Wh/m

)

: intensidade média de radiação UV na lâmina líquida (Wh/m

)

t: tempo de exposição (s)

5.5.3. Desinfecção com cloro

Os ensaios de desinfecção com cloro foram realizados em instalação tipo batelada,

utilizando-se béqueres de vidro de 2L sob agitação. A substância empregada como desinfetante foi

o hipoclorito de sódio (NaOCl) a 12%, que é uma solução líquida clara, levemente amarelada,

alcalina e muito corrosiva.

Esses ensaios foram conduzidos de forma análoga aos ensaios de desinfecção com PAA. As

concentrações de 2,5mg/L e 7,0mg/L de cloro livre utilizadas para a desinfecção do esgoto foram

preparadas a partir de uma solução estoque de 1g/L de hipoclorito de sódio. O tempo de contato foi

de 20 e 40 min., após o qual a amostra foi dividida em 4 lotes:

1. O primeiro lote, constituído por um volume de 25mL, foi utilizado para verificar a

concentração de cloro residual livre e total na amostra. O cloro residual foi mensurado

através do método colorimétrico DPD (em espectrofotômetro Hach DR/2000), proposto pela

CHEMetrics, no qual utiliza-se o kit Vacu-Vials e tem como referência APHA (1998).

2. O segundo lote, constituído por uma alíquota de 100mL da amostra, foi utilizado para a

análise de coliformes totais e E. coli após a adição de tiossulfato de sódio a 3% na

concentração de 0,1mL/100mL de amostra (APHA, 1998).

3. O terceiro lote, constituído por um volume de 100mL, foi armazenado e posteriormente

utilizado para a determinação de trihalometanos (THMs), conforme descrito no item 5.4.16.

4. O último lote, que continha o restante da amostra, foi diretamente utilizado nos diversos

bioensaios de toxicidade, sem prévia descloração.

5.5.4. Desinfecção com ozônio

Os ensaios de desinfecção com ozônio foram realizados em batelada na unidade piloto

instalada no Laboratório de Tratamento de Resíduos Orgânicos (LTR), que pertence ao

Departamento de Hidráulica e Saneamento da EESC/USP de São Carlos.

Unidade piloto

A unidade piloto consiste de um cilindro de oxigênio (1), dois filtros de ar (2), uma válvula

reguladora de pressão (3), um rotâmetro (4), uma câmara de refrigeração (5), o gerador de ozônio

(6) e a câmara de ozonização (7) com o frasco lavador (8). A câmara de ozonização e o frasco

lavador são sustentados por uma grade metálica (figura 5.7).

x xx x

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

(6)

(7)

(8)

x xx x

(1)

(2)

(3)

(4)

(5)

(6)

(7)

(8)

Figura 5.7.

Representação esquemática da unidade piloto utilizada nos ensaios de desinfecção com ozônio.

Adaptado de Bilotta (2000).

(1) O

cilindro de oxigênio

puro (98%), que possui capacidade de 10m

, alimenta o gerador de

ozônio.

(2) Os

filtros

Schulz, fixados próximos à saída de ar do compressor, são responsáveis pela

retenção de partículas superiores a 0,3µm (filtro particulado) e pela redução da umidade de ar (filtro

coalescente).

(3) A

válvula reguladora de pressão

tem a função de controlar a pressão de entrada de

oxigênio no gerador de ozônio em até 0,5 bar, pois acima deste valor, as paredes internas das

câmaras responsáveis pelas descargas elétricas podem sofrer fissuras.

(4) O

rotâmetro

(modelo OMEL) controla a vazão de entrada de oxigênio no equipamento, o

que é fundamental, pois a produção de ozônio é diretamente proporcional à vazão de gás que atinge

o ozonizador. O rotâmetro é composto por uma coluna de vidro graduada e um marcador esférico

metálico que flutua na escala de 0 a 400L/h em função da vazão ajustada.

(5) O

sistema de refrigeração

(modelo Belliere), instalado na saída do rotâmetro, tem o

objetivo de evitar o superaquecimento do gerador de ozônio, o qual favorece a decomposição do O

em O

. Além disso, a umidade do ar na entrada do ozonizador deve ser mínima. Sendo assim, o

sistema possui uma serpentina de cobre imersa em água mantida à temperatura de cerca de 4ºC.

Quando o ar circula pela serpentina, a baixa temperatura do meio condensa as gotículas de água que

vão acabar se acumulando em um recipiente externo (BILOTTA, 2000).

(6) O

gerador de ozônio

utilizado neste estudo era da marca Qualid’or modelo laboratorial.

Neste equipamento, o oxigênio é convertido em ozônio através de uma descarga corona, isto é, na

passagem de oxigênio entre dois eletrodos, aos quais é aplicada uma alta tensão que varia entre 8 e

20kV. A tabela 5.3 relaciona as características técnicas do ozonizador (DIAS, 2001).

O gerador de ozônio foi mantido em funcionamento por aproximadamente 15 minutos antes

da realização dos ensaios, para garantir o aquecimento e estabilização do equipamento.

Tabela 5.3.

Características técnicas do ozonizador modelo laboratorial.

(7) A

câmara de ozonização

(ou câmara de contato), construída em acrílico com 2m de altura

e 52mm de diâmetro interno, é o local onde ocorre a transferência do gás (ozônio) para o líquido

(efuente) e, portanto, é onde acontece a desinfecção propriamente dita. A configuração da câmara

de ozonização dessa unidade piloto é a coluna líquida com injeção de gás contra-corrente (fluxo de

gás ascendente e fluxo líquido descendente) e dispersão através de bolhas (figura 5.8).

O ensaio de desinfecção com ozônio foi feito através da transferência do esgoto para o

interior da câmara de ozonização, por meio de um funil (a). Preenchida a coluna, o registro da

esfera foi fechado (b), o gerador de ozônio ligado e o registro da agulha aberto (c), dando início à

ozonização. Ao término do tempo de contato, o ozonizador foi desligado, os registros e esfera (b) e

Especificações técnicas

Pressão máxima 0,5kgf/cm

Peso 40kg

Dimensão 50x50x30cm

Tensão 220V

Vazão máxima 12L/min

Amperímetro 0 – 2A (média: 1,2A)

Manômetro 0 - 2 kgf/cm

Intensidade Mínima, média e máxima

Capacidade 8g O

(d) abertos e o efluente desinfetado foi retirado para análises posteriores e para a realização dos

bioensaios. A fração de ozônio gasoso excedente (off-gas) na câmara de contato foi capturado no

frasco lavador (e).

Entrada do esgoto

Saída do off-gas

Entrada de ozônio

Saída do esgoto ozonizado

(a)

(b)

(e) (f)

(g)

(a) Funil para a entrada da amostra

(b) Registro de entrada da amostra

(d) Difusor de bolhas

(e) Registro de entrada de ozônio

(f) Registro de saída da amostra

(g) Frasco lavador

(c)

(d)

Fluxo líquido descendente

Fluxo gasoso ascendente

Entrada do esgoto

Saída do off-gas

Entrada de ozônio

Saída do esgoto ozonizado

(a)

(b)

(e) (f)

(g)

(a) Funil para a entrada da amostra

(b) Registro de entrada da amostra

(d) Difusor de bolhas

(e) Registro de entrada de ozônio

(f) Registro de saída da amostra

(g) Frasco lavador

(c)

(d)

Fluxo líquido descendente

Fluxo gasoso ascendente

Figura 5.8.

Representação esquemática da câmara de ozonização ou de contato.

Adaptado de Monaco (2006).

(8) O

frasco lavador

, com capacidade de 1L, foi preenchido, antes da ozonização, com 500mL

de uma solução de iodeto de potássio (KI) a 2% para avaliar a concentração de excesso de ozônio

(off-gas) na coluna a partir do método iodométrico (titulometria), como descrito em APHA (1998).

Determinação da produção de ozônio

A capacidade de produção de ozônio do gerador Qualid’or foi determinada a partir de uma

curva de calibração calculada por SARTORI (2004), utilizando o método iodométrico (titulometria)

(APHA, 1998).

A produção foi quantificada variando-se a vazão de gás que percorria a câmara de contato

contendo KI a 2%, empregando titulometria com tiossulfato de sódio 0,025N. Para a construção da

curva, foram adotados os seguintes valores de vazão de oxigênio: 5; 10; 20; 30; 60; 100; 150; 200 e

300L/h, sendo o tempo de contato fixado em 10 minutos.

A produção de ozônio foi calculada pela equação:

VcVbVtN

−

)(4,14

(5.9)

P: Produção de O

ou do off-gas (gO

/h)

N: Normalidade do titulante Na

(0,025N)

: Volume da solução de Na

consumido na amostra (mL)

: Volume da solução de Na

consumido no branco (mL)

: Volume da solução de KI na câmara de ozonização (L)

V: Volume coletado da amostra ozonizada (mL)

t: Tempo de contato

14,4: Fator de conversão de unidades

Na figura 5.9 pode-se observar a curva de calibração confecionada para o gerador de ozônio

utilizado neste estudo.

y = 0,00002x

+ 0,0143x + 0,0853

= 0,982

0,5

1,5

2,5

0 50 100 150 200 250 300 350

Vazão de oxigênio (L/h)

Produção de ozônio (g/h)

Figura 5.9.

Produção de ozônio do equipamento Qualid'or em relação à vazão de oxigênio

(calculada por SARTORI, 2004).

Com base na equação da curva de calibração acima, foi possível calcular as vazões de

oxigênio que foram utilizadas neste estudo para alcançar as dosagens e tempo de contato definidos.

Para relacionar dosagem e produção de ozônio, utilizou-se a equação (5.10):

100

(5.10)

D : dosagem de ozônio (mg/L)

P : produção de ozônio (g/h)

t : tempo de contato (minutos)

: volume do efluente na coluna (mL)

Ensaios de ozonização

Para os ensaios de desinfecção, 1,5L de esgoto foram inseridos na câmara de ozonização,

sendo utilizadas as vazões de oxigênio de 18L/h e 30L/h em um tempo de contato de 5 minutos.

Ao término dos ensaios, as amostras retiradas da câmara de contato foram encaminhadas ao

CRHEA para a realização dos bioensaios.

Cumpre observar que um volume de 25mL de cada amostra foi utilizado para verificar a

concentração de ozônio residual ainda presente no esgoto desinfetado, através do método

colorimétrico Índigo (em espectrofotômetro Hach DR/2000), proposto pela CHEMetrics, no qual

utiliza-se o kit Vacu-Vials.

Outra fração da amostra, de 100mL, que posteriormente foi utilizada para a análise de

coliformes totais e E. coli, teve a reação de oxidação desativada com a adição de tiossulfato de

sódio a 3% na concentração de 0,1mL/100mL de amostra (APHA, op. cit.).

Além disso, foi recolhida uma alíquota de 200mL da solução de KI do frasco lavador para

determinar a concentração de ozônio gasoso que não foi absorvido pelo esgoto durante o processo

de desinfecção (off-gas), utilizando-se, para tanto, as equações 5.9 e 5.10.

A dose de ozônio efetivamente consumida pela amostra foi calculada pela expressão (5.11):

Dose efetiva = Dose aplicada – (ozônio residual + “ off-gas”)

(5.11)

5.5.5. Eficiência de desinfecção

A eficiência de cada sistema de desinfecção, avaliada pela redução do número de coliformes

totais e E. coli, foi calculada pela fórmula:

100⋅

−

CeCo

(5.12)

E = eficiência de desinfecção (%)

= concentração de coliformes totais ou

E. coli

antes da desinfecção

= concentração de coliformes totais ou

E. coli

após a desinfecção

5.6. Bioensaios

Neste estudo, foram realizados bioensaios com diluição seriada de esgoto bruto e efluente

tratado, bioensaios com amostras de esgoto desinfetado e testes de toxicidade com agentes

desinfetantes.

No caso da 1ª coleta, realizada em setembro de 2003, foram conduzidos bioensaios com

diluições seriadas, isto é, foram testadas amostras integrais (concentração de 100%) e diluídas

(concentrações de 75%, 50% e 25%) de esgoto bruto e tratado, utilizando Daphnia similis,

Ceriodaphnia silvestrii, Danio rerio e Chironomus xanthus como organismos-teste. Os resultados

desses primeiros ensaios foram expressos em termos de Concentração de Efeito Não Observado

(CENO), isto é, a maior concentração da amostra que não causou efeito deletério estatísticamente

significativo na sobrevivência e reprodução dos organismos-teste.

Nas demais coletas, efetuadas em abril, julho e novembro de 2004, os bioensaios foram

realizados com amostras integrais de esgoto tratado antes e após cada desinfecção, utilizando

Daphnia similis, Ceriodaphnia silvestrii, Danio rerio, Chironomus xanthus e Allium cepa como

organismos-teste. Nesses casos, os resultados dos bioensaios foram expressos em termos

qualitativos, isto é, como “tóxicos” ou “não tóxicos”, confirmados por análises estatísticas

específicas.

Ressalta-se que os testes de toxicidade acima referidos foram iniciados no mesmo dia de

coleta dos esgotos, seguindo orientação de Gherardi-Goldstein et al. (1990), que afirmam que as

amostras de efluentes devem ser utilizadas em bioensaios até, no máximo, 24h após sua coleta.

Para os testes de toxicidade com C. silvestrii, C. xanthus, D. rerio e A. cepa, cujo sistema de

exposição é semi-estático, houve necessidade de preservar as amostras de esgoto em geladeira a

4°C para proceder a renovação da substância-teste (no caso, o efluente) ao longo dos ensaios.

Além dos bioensaios com amostras de esgoto, também foram realizados testes de toxicidade

com hipoclorito de sódio, ácido peracético e radiação ultravioleta, isoladamente, a fim de avaliar a

sensibilidade dos organismos-teste a diferentes concentrações (ou doses, no caso da radiação

ultravioleta) dos referidos agentes de desinfecção. Não houve possibilidade de determinar a

sensibilidade dos organismos-teste ao ozônio devido a dificuldades em estabelecer baixas dosagens

desse gás na água de cultivo que seria utilizada nos testes. Cumpre observar que o equipamento da

unidade piloto que controla a entrada de ar no gerador de ozônio, o rotâmetro, possui uma escala

muito ampla (de 0 a 400L/h).

Cabe ainda ressaltar que a sensibilidade dos organismos-teste ao longo de diferentes

gerações foi avaliada por meio de ensaios com substâncias de referência definidas, com o objetivo

de averiguar a qualidade e homogeneidade das culturas e possibilitar sua utilização nos bioensaios

realizados no presente estudo.

As metodologias dos bioensaios para cada organismo-teste utilizado neste trabalho, bem

como a biologia e ecologia das espécies, são descritas a seguir.

5.6.1.

Daphnia similis

Claus, 1876

(Crustacea: Cladocera)

A Daphnia similis é um microcrustáceo zooplanctônico de água doce que mede até 3,5mm

de comprimento e apresenta forma arredondada (figura 5.10). As espécies da família Daphniidae,

popularmente conhecidas como pulgas d'água, são abundantes no meio aquático e exercem funções

importantes na cadeia alimentar, já que são filtradores (nutrem-se de algas, detritos e bactérias em

suspensão) e servem de alimento para consumidores secundários.

Deve-se ressaltar que os cladóceros, incluindo a D. similis, estão entre os organismos mais

utilizados em bioensaios no mundo, devido a sua facilidade de cultivo em laboratório, sensibilidade

constante aos agentes tóxicos (em função de sua reprodução partenogenética, que propicia

homogeneidade de seu material genético), curto ciclo de vida e outras características intrínsecas do

grupo (USEPA, 2002). Testes com esses organismos foram os primeiros a serem estabelecidos e

exigidos no Brasil (na década de 1980), sendo esse grupo recomendado para representar os

invertebrados aquáticos em estudos ecotoxicológicos (IBAMA, 1990).

Apesar da D. similis ser um organismo alóctone (encontrado em diversos ecossistemas da

Europa e dos Estados Unidos) e, portanto, não apresentar relevância ecológica para as águas

interiores do Brasil, sua utilização neste trabalho é bastante útil uma vez que, por apresentar

metodologia de teste padronizada, seus resultados podem ser comparados com qualquer outro

estudo realizado com este organismo por outros pesquisadores, aumentando o aproveitamento de

dados publicados. Ademais, essa espécie tem tido sua biologia amplamente estudada (HERBERT,

1978) e tem sido muito utilizada para avaliar a toxicidade de efluentes líquidos.

Figura 5.10.

Daphnia sp.

5.6.1.1. Manutenção das culturas de

D. similis

As culturas de D. similis foram mantidas no Laboratório de Ecotoxicologia e Ecofisiologia

de Organismos Aquáticos do NEEA/CRHEA/EESC-USP, seguindo metodologia recomendada pela

CETESB (1992).

Lotes de cerca de 50 organismos adultos foram mantidos em cristalizadores de vidro de 2 L,

contendo água reconstituída (oriunda de poço artesiano) filtrada e ajustada para pH entre 7,0 e 7,6 e

dureza de 40 a 48mgCaCO

/L. Os cristalizadores permaneceram em câmara incubadora de

demanda bioquímica de oxigênio (DBO), com temperatura de 23 ± 2°C e fotoperíodo de 16h luz.

O alimento, fornecido diariamente, constituiu-se de suspensão algácea de Pseudokirneriela

subcapitata na concentração de 1 x 10

células de alga por organismo, e de uma solução composta

por ração microfloculada de alevinos de peixe e fermento tipo Fleishman.

5.6.1.2. Bioensaios de toxicidade aguda com amostras de esgoto utilizando

D. similis

como

organismo-teste

Os bioensaios com D. similis seguiram metodologia padronizada pela CETESB, norma

L5.018 (1992). Os testes são agudos, estáticos e com 48 horas de duração, sendo que o efeito

observado é a imobilidade. Os organismos utilizados no experimento devem apresentar idade entre

6 a 24 horas e devem ser obtidos por partenogênese a partir de fêmeas com idade entre 7 e 28 dias.

Para cada um dos tratamentos e para o controle, são preparadas 4 réplicas contendo 5 organismos

em 10 mL de amostra, sendo o controle constituído pela mesma água utilizada no cultivo de D.

similis (água reconstituída). Durante o teste não é fornecida alimentação, aeração nem iluminação.

A temperatura pode variar entre 22 ± 2ºC ao longo do bioensaio.

No início e final dos testes foram verificados o pH, oxigênio dissolvido, dureza e

condutividade das amostras e do controle.

5.6.2.

Ceriodaphnia silvestrii

Daday, 1902 (Crustacea: Cladocera)

C. silvestrii também é um microcrustáceo zooplanctônico de água doce pertencente à família

Daphniidae. Este organismo mede de 0,8 a 0,9mm de comprimento, possui corpo ovalado com

acentuado sinus cervical e com 9 a 12 espinhos anais (figura 5.11) (ABNT, 2005).

Como os microcrustáceos em geral, C. silvestrii ocupa lugar de destaque na cadeia trófica,

pois atua como consumidor primário, se alimentando por filtração de material orgânico particulado,

e é predado por consumidores secundários, como outros invertebrados e peixes. Ao contrário da D.

similis, a espécie C. silvestrii é amplamente encontrada em águas continentais brasileiras e

argentinas, principalmente em ambientes lênticos. Logo, a utilização dessa espécie como

organismo-teste apresenta alta relevância ecológica neste estudo.

Cumpre observar que à época do desenvolvimento experimental deste trabalho, C. silvestrii

ainda não apresentava metodologia de testes padronizada, porém, atualmente a norma técnica

13373 da ABNT (2005) já estabelece o protocolo de ensaios de toxicidade padronizado para essa

espécie.

Figura 5.11. Ceriodaphnia silvestrii

5.6.2.1. Manutenção das culturas de

C. silvestrii

Os organismos cultivados no Laboratório de Ecotoxicologia e Ecofisiologia de Organismos

Aquáticos do NEEA/CRHEA/EESC-USP foram originalmente obtidos nos tanques de plâncton da

Reserva Experimental da Universidade Federal de São Carlos (UFSCar).

As culturas de C. silvestrii foram mantidas em cristalizadores de vidro de 1L com água

reconstituída (oriunda de poço artesiano) filtrada e ajustada para pH entre 7,0 e 7,6 e dureza de 40 a

48mgCaCO

/L. Cada cristalizador, contendo cerca de 50 fêmeas adultas, permaneceu em câmara

incubadora de demanda bioquímica de oxigênio (DBO), com temperatura de 23 ± 2°C e fotoperíodo

de 16h luz.

O alimento, fornecido diariamente, constituiu-se de suspensão algácea de Pseudokirneriela

subcapitata, na concentração de 1 x 10

células de alga por organismo, e de uma solução composta

por ração microfloculada de alevinos de peixe e fermento tipo Fleishman.

A metodologia de cultivo acima descrita foi adaptada de CETESB (1992).

5.6.2.2. Bioensaios de toxicidade crônica com amostras de esgoto utilizando

C. silvestrii

como

organismo-teste

Os bioensaios com C. silvestrii foram baseados na metodologia de testes para Ceriodaphnia

dubia padronizada pela CETESB, norma L5.022 (1992), já que, à época do desenvolvimento

experimental deste trabalho, C. silvestrii ainda não apresentava protocolo de ensaios de toxicidade

padronizada.

Os ensaios são crônicos, com renovação de água a cada 48 horas e com 7 dias de duração,

sendo que o efeito observado é a reprodução. Os organismos utilizados no experimento devem

apresentar idade entre 4 e 8 horas e devem ser obtidos por partenogênese a partir de fêmeas com

idade entre 7 e 21 dias. Para cada um dos tratamentos e para o controle, são preparadas 10 réplicas

contendo 1 organismo em 15 mL de amostra. A água do controle utilizada no teste é a mesma do

cultivo (água reconstituída). Durante o teste é fornecida alimentação diariamente, porém não é

adicionada aeração e o fotoperíodo é de 16 horas luz. A temperatura pode variar entre 23 ± 2ºC ao

longo do teste.

Os bioensaios com C. silvestrii podem expressar tanto efeito agudo (imobilidade) como

efeito crônico (reprodução); por isso, a cada renovação de água, foi observado o número de

neonatos em cada béquer e a mobilidade dos adultos, sendo realizadas medidas de pH, oxigênio

dissolvido, condutividade e dureza da água.

5.6.3.

Chironomus xanthus

Rempel, 1931 (Insecta: Diptera)

Chironomus xanthus (figura 5.12) é um inseto neotropical pertencente à família

Chironomidae que possui sinonímia com Chironomus domizzi (PAGGI, 1977 apud FONSECA,

1997) e Chironomus sancticaroli (STRIXINO; STRIXINO, 1982). Seu ciclo de vida pode ser

dividido em quatro estágios distintos: ovo, larva, pupa e adulto, os quais se alternam entre a fase

aquática (estágio imaturo) e a fase aérea (adulto). Durante a fase aquática, as larvas são bentônicas e

vivem em tubos, formados por seda e lodo, que ficam enterrados a poucos centímetros de

profundidade do sedimento.

Os Chironomidae são representados por um grande número de espécies, as quais apresentam

alta abundância. São cosmopolitas e extremamente adaptáveis a todos os tipos de ambientes,

possuindo um amplo espectro quanto aos requisitos ambientais (LINDEGAARD, 1995). Algumas

espécies possuem hemoglobina, o que as torna capazes de tolerar baixas concentrações de oxigênio.

Cumpre ressaltar que diversas espécies de quironomídeos, tais como C. tentans e C.

riparius, têm sido utilizadas de forma eficiente como organismos-teste na avaliação da toxicidade

de sedimentos em diferentes países (ARAÚJO et al., 2006).

Figura 5.12.

Larva de Chironomus xanthus.

Chironomus xanthus é uma espécie autóctone que ocorre no estado de São Paulo e, portanto,

apresenta relevância ecológica regional, constituindo frequentemente a proporção mais significativa

da biomassa da comunidade bentônica, possuindo papel significativo na reciclagem e fixação de

nutrientes no sedimento e sendo importante na dieta de aves e peixes (BAUDIN; NUCHO, 1992).

Esta espécie, nas últimas décadas, vem sendo utilizada em diversos estudos ecotoxicológicos

com sedimentos no Brasil (ALMEIDA, 2002; ALMEIDA 2007; DORNFELD, 2002; FONSECA,

1997; PAMPLIN, 1999) devido a sua fácil manutenção em laboratório, curto ciclo de vida e a alta

fecundidade.

A utilização de C. xanthus neste estudo tem por finalidade avaliar se o efluente, antes e após

a desinfecção, pode causar efeito deletério a organismos bentônicos através da transferência de

substâncias potencialmente tóxicas da coluna d’água para o sedimento.

5.6.3.1. Manutenção das culturas de

C. xanthus

As culturas de C. xanthus foram mantidas no Laboratório de Ecotoxicologia e Ecofisiologia

de Organismos Aquáticos do NEEA/CRHEA/EESC-USP, seguindo metodologia adaptada por

Fonseca (1997).

Os organismos foram mantidos em bandejas de plástico retangulares contendo cerca de 200g

de areia (isenta de matéria orgânica) e 6 L de água reconstituída (água natural oriunda de poço

artesiano isento de contaminantes) filtrada e ajustada para pH entre 7,0 e 7,6 e dureza de 40 a 48

mgCaCO

/L. Cada bandeja continha aproximadamente 200 a 400 larvas dos insetos, os quais foram

mantidos sob aeração branda e constante, com um fotoperíodo de 12h luz e com a temperatura

variando entre 22 e 26ºC.

Cada bandeja foi coberta por uma gaiola de tela de náilon para reter os adultos emergentes,

sendo que a alimentação, constituída por uma solução de ração de peixe em flocos, foi fornecida na

concentração de 5,0g/L a cada 48h.

5.6.3.2. Bioensaios de toxicidade crônica com amostras de esgoto utilizando

C. xanthus

como

organismo-teste

Os bioensaios com C. xanthus são baseados no procedimento adaptado por Fonseca (1997).

Os ensaios são crônicos, com renovação de 1/3 do volume de amostra a cada 48 horas e com 7 dias

de duração, sendo que o efeito observado é a mortalidade.

Nos testes crônicos com este organismo, se utiliza uma proporção de 1:4 sedimento/água

(amostra), sendo que o sedimento utilizado no teste, que é o mesmo do cultivo, é incinerado em

mufla a 550ºC por 2 horas, para a retirada da matéria orgânica. Sendo assim, para cada tratamento e

para o controle, são preparadas 5 réplicas contendo 15g de sedimento e 60 mL de amostra. Em cada

réplica são inseridos 2 organismos que devem se encontrar no 2º ínstar larval. A água do controle

utilizada no teste é a mesma do cultivo. Durante o teste, o fotoperíodo é de 12 h luz e a temperatura

pode variar entre 22 e 26ºC. Não é fornecida aeração e a alimentação é adicionada a cada 48 horas.

No início e final dos testes foram realizadas medidas de pH, oxigênio dissolvido,

condutividade e dureza da água.

5.6.4.

Danio rerio

Hamilton-Buchana, 1822 (Cypriniformes: Cyprinidae)

O peixe ornamental Danio rerio é um teleósteo dulcícola de pequeno porte, com

comprimento médio de 4,0 a 5,0 cm. É popularmente conhecido como paulistinha ou peixe-zebra,

uma vez que apresenta listras horizontais na lateral do corpo (figura 5.13). Trata-se de um peixe

tropical, ovíparo e omnívoro, que atua como consumidor secundário na cadeia trófica aquática. Essa

espécie de peixe é originária da Índia e do Paquistão e foi introduzida em diversos países do mundo

(ABNT, 2003).

O peixe-zebra apresenta inúmeras características vantajosas que o tornaram um modelo

vertebrado importante para estudos ecotoxicológicos: é um organismo relativamente pequeno e que

requer pouco espaço para sua manutenção em laboratório; conseqüentemente, combina a relevância

de ser um vertebrado com a escala de estudo de um organismo invertebrado. Ademais, é de fácil

obtenção e manipulação, apresenta baixo custo, possui reprodução rápida e capacidade de absorver

prontamente compostos adicionados à água.

Figura 5.13. Danio rerio

Fonte: http:// www.forumlabo.com/2002/actus/cnrs/pics

Esse peixe foi um dos primeiros organismos a ser utilizado em testes de toxicidade pela

CETESB, em 1977, e é amplamente utilizado em estudos ecotoxicológicos no mundo todo. Por

todos os fatores acima citados e por apresentar metodologia de testes padronizada, optou-se por

utilizar o D. rerio neste trabalho, apesar de não ser uma espécie nativa do Brasil.

5.6.4.1. Manutenção dos organismos em laboratório

Juvenis de D. rerio foram obtidos comercialmente em uma loja especializada em aquários

(Cemusiquário) da cidade de São Carlos e mantidos em laboratório por um período mínimo de 1

semana antes da realização dos bioensaios (para aclimatação), conforme recomendado pela norma

ABNT (2003).

Lotes homogêneos de organismos foram mantidos em aquários de 25L, sob aeração

constante, sendo preservada a proporção de, no máximo, 1g de organismo por litro de água.

A água de manutenção, oriunda de poço artesiano, foi filtrada e ajustada para pH entre 7,0 e

7,6 e dureza de 40 a 48mgCaCO

/L. Os organismos foram mantidos a uma temperatura de 23 a

27°C e fotoperíodo de 12h luz, com luminosidade difusa.

A alimentação, constituída por ração comercial Tetramin, era fornecida duas vezes ao dia.

5.6.4.2. Bioensaios de toxicidade aguda com amostras de esgoto utilizando de

D. rerio

como

organismo-teste

Os bioensaios com D. rerio seguiram metodologia de testes padronizada pela CETESB,

norma L5.019 (1992). Os testes são agudos, semi-estáticos (renovação da amostra a cada 48h) e

com 96 horas de duração, sendo que o efeito observado é a mortalidade.

Para cada um dos tratamentos e para o controle, são preparadas 3 réplicas contendo 250 mL

de amostra e 5 peixes juvenis com idade entre 10 a 15 dias (mantendo a proporção de 1g de

organismo por litro de amostra). A água do controle utilizada no teste é a mesma do cultivo.

Durante o teste não é fornecida alimentação nem aeração e o fotoperíodo é de 12 horas/luz. A

temperatura pode variar de 23 a 27ºC ao longo do bioensaio.

No início e final dos testes foram verificados o pH, oxigênio dissolvido, dureza e

condutividade das amostras e do controle.

5.6.5.

Allium cepa

(Alliaceae)

A cebola comum, pertencente à família das Liliáceas, é uma das plantas cultivadas de mais

ampla difusão no mundo, sendo a segunda hortaliça em importância econômica, com valor da

produção estimado em US$ 6 bilhões anuais. Sua cultura teve origem no centro da Ásia de onde se

espalhou para a África e Europa. No Brasil a introdução da cebola se deu principalmente através do

Rio Grande do Sul.

Allium cepa (figura 5.14), apesar de não ser um organismo aquático e, por isso, não

apresentar relevância ecológica em relação ao corpo hídrico receptor do esgoto a ser testado, foi

escolhida como organismo-teste neste estudo por apresentar metodologia de teste simples, rápida e

de baixo custo e por ser uma espécie que pode, eventualmente, ser cultivada por pequenos

agricultores ribeirinhos que aproveitam as águas dos rios para irrigação.

Figura 5.14. Allium cepa.

A. cepa tem sido utilizada como sistema de testes para investigar efeitos deletérios de

diversas substâncias químicas, efluentes líquidos e amostras ambientais de água desde 1975

(RIBEIRO, 1999), sendo que seu uso tem sido recomendado por agências internacionais de

proteção ambiental para verificação preliminar do nível de toxicidade de misturas complexas

(FISKESJÖ, 1985).

5.6.5.1. Obtenção dos organismos

Os bulbos de cebola utilizados neste estudo foram obtidos comercialmente no Mercado

Municipal de São Carlos cerca de 24h antes da realização dos ensaios de toxicidade e mantidos em

laboratório, em ambiente ventilado, à temperatura ambiente.

Cumpre ressaltar que as cebolas selecionadas encontravam-se em bom estado de

conservação (sem traumas ou deformidades externas visíveis) e apresentavam diâmetro entre 2,5 e

3,5cm e peso entre 17 e 30g.

5.6.5.2. Bioensaios de toxicidade aguda com amostras de esgoto utilizando de

A. cepa

como

organismo-teste

Neste trabalho foi seguida a metodologia de testes de toxicidade para Allium cepa (teste I)

desenvolvida por Fiskejö (1993).

Cerca de 3h antes do início dos ensaios, as folhas mortas dos bulbos de cebola, bem como

suas raízes secas foram removidas com faca de forma cuidadosa para não danificar a área radicular.

As cebolas permaneceram em água destilada até o início dos testes a fim de que se reduzissem os

possíveis efeitos inibidores do brotamento.

O bioensaio consiste na exposição de 12 bulbos de cebola de tamanho uniforme (diâmetro

de 2,5 a 3,5cm e peso de 17 a 30g) e de forma individual à amostra por um período de 72 horas,

conforme pode ser visualizado na figura 5.15. As duas cebolas que apresentam menor crescimento

da raiz nas primeiras 48 horas de teste são descartadas. As raízes das cebolas são mensuradas ao

final do teste com um paquímetro e um valor médio do comprimento dos feixes das raízes de cada

tratamento deve ser reportado; portanto, o efeito observado nesse bioensaio é a inibição do

crescimento das raízes. Este teste, que é semi-estático (com renovação parcial de água a cada 24h),

deve ser mantido sem iluminação nem aeração e em temperatura de 22 ± 2ºC.

A porcentagem de inibição do crescimento da raíz da cebola foi calculada pela seguinte

fórmula:

100⋅

−

MtC

(5.13)

I = inibição do crescimento da raíz da cebola (%)

C = comprimento médio das raízes de cebolas do controle

= comprimento médio das raízes de cebolas do tratamento

Figura 5.15.

Teste de toxicidade com bulbos de cebola (

Allium cepa

Acima: controle. Abaixo: solução a 1% de metanol. Fonte: Fiskejö (1993).

No início e final dos testes foram verificados os valores de pH, oxigênio dissolvido, dureza e

condutividade das amostras e do controle.

5.6.6 Bioensaios de toxicidade com cloro, ácido peracético e radiação ultravioleta

Para avaliar a sensibilidade dos diferentes organismos-teste ao hipoclorito de sódio, ácido

peracético e radiação ultravioleta, foram realizados testes de toxicidade que, para D. similis, D.

rerio e A. cepa, seguiram as respectivas metodologias descritas nos bioensaios com amostras de

esgoto. Nesse caso, no entanto, os organismos foram expostos a diferentes concentrações ou

dosagens (no caso da radiação ultravioleta) dos agentes desinfetantes, diluídas com água

reconstituída.

Para C. silvestrii e C. xanthus, as metodologias de testes com os agentes de desinfecção

diferiram dos respectivos métodos de bioensaios utilizados com amostras de esgoto.

Os testes de toxicidade realizados nesse momento com C. silvestrii foram estáticos, agudos,

com duração de 48 horas, sem fornecimento de alimento nem aeração, sendo o fotoperíodo de 24h

escuro e com a temperatura variando entre 23 e 25ºC. Para cada uma das concentrações-teste ou

doses-teste, foram preparadas 4 réplicas, contendo 5 organismos em 20mL de solução.

Já os testes com C. xanthus foram estáticos, agudos, com duração de 96h, com a adição de

alimento a cada 48h, mas sem fornecimento de aeração, sendo mantidos o fotoperíodo e a

temperatura utilizados nos cultivos. Para cada uma das concentrações-teste ou doses-teste, foram

preparadas 10 réplicas, contendo 1 organismo em 30mL de solução, sem a presença de substrato.

Após o término de cada experimento, foi observado o endpoint específico para os

organismos-teste (mortalidade ou imobilidade) nas diferentes concentrações ou doses testadas e,

quando possível, calculada a CL50 ou CE50 (concentração da amostra que causa efeito agudo, letal

ou não, a 50% dos organismos-teste, no tempo de exposição e nas condições de ensaio), assim

como seu intervalo de confiança (p = 0,05), por meio do método Trimmed Spearman-Karber

(HAMILTON, 1977) ou por meio de interpolação gráfica, no caso dos testes realizados com A.

cepa.

Na tabela 5.4 estão discriminadas as faixas de concentração utilizadas nos testes de

toxicidade com os diferentes organismos-teste.

Tabela 5.4.

Faixas de concentrações ou doses (recebidas) dos agentes tóxicos utilizadas em testes de

toxicidade neste estudo.

Organismo-teste Hipoclorito de sódio Ácido Peracético Radiação Ultravioleta

D. similis

0,005 a 0,08mg/L 0,1 a 1,2mg/L 78,31 a 313,26mWs/cm

C. silvestrii

0,005 a 0,04mg/L 0,1 a 1,2mg/L 78,31 a 313,26mWs/cm

D. rerio

0,02 a 4,80mg/L 0,4 a 4,2mg/L 78,31 a 313,26mWs/cm

C. xanthus

0,16 a 2,56mg/L 0,2 a 6,0mg/L 78,31 a 313,26mWs/cm

A. cepa

0,32 a 5,00mg/L 1,0 a 10,0mg/L 78,31 a 313,26mWs/cm

No início e final dos ensaios foram verificados os valores de pH, oxigênio dissolvido, dureza

e condutividade dos tratamentos e do controle.

5.6.7. Testes de sensibilidade à substância de referência

Os testes de sensibilidade consistem em expor os organismos-teste a diferentes

concentrações de uma determinada substância de referência. O objetivo desses ensaios é avaliar a

repetibilidade do método analítico em um determinado laboratório ao longo do tempo e permitir

comparações interlaboratoriais (ENVIRONMENT CANADA, 1990). Os resultados devem ser

expressos por meio de cartas-controle, onde são calculadas as faixas de sensibilidade de cada

organismo às substâncias de referência específicas. Os limites de aceitação de resultados devem

estar compreendidos nas faixas de sensibilidade, sendo esses valores um dos indicadores da

qualidade do ensaio ecotoxicológico.

Para D. similis, D. rerio e A. Cepa, os ensaios de sensibilidade foram realizados em

conformidade com as respectivas metodologias descritas nos bioensaios com amostras de esgoto,

sendo que o tempo de duração dos testes, em alguns casos, foi modificado. Já para C. silvestrii e C.

xanthus, os testes seguiram metodologias descritas no item 5.5.6. As substâncias de referência

utilizadas nos testes de sensibilidade, bem como as faixas de concentrações testadas são listadas na

tabela 5.5.

Tabela 5.5.

Características gerais dos testes de sensibilidade realizados com os organismos-teste.

Espécie Substância de referência

Faixa de concentração

Duração do teste

D. similis

Dicromato de Potássio 0,01 a 0,30mg/L 24h

C. silvestrii

Cloreto de Sódio 0,4 a 2,8mg/L 48h

D. rerio

Dicromato de Potássio 70,0 a 180mg/L 96h

C. xanthus

Cloreto de Potássio 1,0 a 7,8g/L 96h

A. cepa

Sulfato de Cobre 0,05 a 1,35mg/L 72h

Ao final de cada experimento, foi observada a mortalidade ou imobilidade total em cada

concentração e no controle e calculada a CL50 (ou CE50), assim como seu Intervalo de Confiança a

95%, através do método Trimmed Spearman-Karber (HAMILTON, 1977).

As faixas de sensibilidade para cada organismo foram determinadas a partir das médias de

CL50 (ou CE50) ± 2 desvios-padrão dos resultados de testes pretéritos.

No início e final dos ensaios foram verificados os valores de pH, oxigênio dissolvido, dureza

e condutividade dos tratamentos e do controle.

5.6.8. Análises de dados dos bioensaios com amostras de esgoto

Os resultados dos bioensaios com amostras de esgoto foram analisados por meio de testes de

hipóteses. Primeiramente, os dados foram submetidos a testes de normalidade (teste de chi-

quadrado) e homocedasticidade (teste de Bartlett). Quando constatado que o conjunto de dados

apresentava distribuição normal e homogeneidade de variâncias, verificava-se se havia alguma

diferença estatística entre as médias dos tratamentos por meio de análise de variância (ANOVA).

Caso positivo, havia a necessidade de comparar as médias de cada tratamento com a do controle

experimental através do teste de Dunnett e/ou comparar todos os tratamentos entre si através do

teste de Tukey (VIEIRA, 1999).

Porém, quando a normalidade dos dados ou homogeneidade de suas variâncias não era

verificada, utilizava-se o teste de Steel Many One Rank (equivalente não paramétrico ao teste de

Dunnett), depois o teste de Kruskal-Wallis para a realização de comparações múltiplas entre os

tratamentos (NIPPER, 2002b).

Os resultados foram expressos em termos qualitativos, isto é, como “tóxicos” (tratamento

estatísticamente diferente do controle) ou “não tóxicos” (tratamento estatísticamente igual ao

controle).

O programa computacional utilizado para executar as análises estatísticas foi o TOXSTAT

3.3 (GULLEY, 1994), sendo que o nível de significância

de todos os testes utilizados para tratar os

conjuntos de dados deste estudo foi de 5% (

= 0,05).

Para analisar os dados de reprodução de C. silvestrii, além dos testes estatísticos acima

citados, também foi possível, em alguns casos, estimar a taxa intrínseca de crescimento

populacional através da equação de aumento natural da população sob condições ótimas, sugerido

por ALMEIDA et al. (2000), uma vez que as condições laboratoriais dos bioensaios permitiram

essa extrapolação.

Com relação aos resultados de sobrevivência ou mobilidade obtidos nos bioensaios com

diluições seriadas, foi possível, em alguns casos, calcular a CL50 ou CE50 (concentração que causa

efeito deletério agudo a 50% dos organismos-teste no tempo de exposição determinado), assim

como seu intervalo de confiança (p = 0,05) através do método Trimmed-Spearman-Karber

(HAMILTON et al., 1978). Nos casos em que não foi possível calcular a CL50 ou CE50, os

resultados dos testes foram expressos em termos de Concentração de Efeito Não Observado

(CENO), isto é, a maior concentração da amostra que não causa efeito deletério estatísticamente

significativo na sobrevivência e reprodução dos organismos-teste, nas condições de ensaio.

6. RESULTADOS E DISCUSSÕES

Nesse tópico, serão apresentados e discutidos primeiramente os resultados obtidos na coleta

preliminar (efetuada em setembro de 2003), estabelecendo uma comparação entre as características

do esgoto bruto e tratado da ETE-Araraquara. Em um segundo momento, serão expostos e

comparados os resultados das análises físicas, químicas, bacteriológicas e toxicológicas do esgoto

coletado nas 4 amostragens, a fim de analisar a variabilidade do efluente ao longo do tempo. Os

dados obtidos nos diferentes ensaios de desinfecção com amostras de esgoto da 2ª, 3ª e 4ª coletas

serão apresentados na seqüência, bem como os bioensaios de toxicidade com amostras de esgoto

após a desinfecção. Por fim, serão descritos os resultados dos testes de sensibilidade aos

desinfetantes isoladamente e à substâncias de referência.

6.1. Caracterização física, química e bacteriológica do esgoto bruto e tratado da ETE-

Araraquara: coleta preliminar

O objetivo dessa primeira coleta, realizada em 15/9/2003, foi o de analisar as características

físicas, químicas e bacteriológicas gerais do esgoto sanitário bruto (afluente da ETE) e tratado

(efluente da ETE) de Araraquara e estimar seu potencial tóxico a diferentes organismos-teste.

Na tabela 6.1, são apresentados os resultados obtidos nessa coleta preliminar, bem como a

eficiência do tratamento de esgoto em termos de remoção de nutrientes, matéria orgânica,

coliformes e outros parâmetros.

Tabela 6.1.

Resultados das análises físicas, químicas e bacteriológicas realizadas em amostras de esgoto

afluente e efluente da ETE - Araraquara coletadas em 15/09/03.

Parâmetros Unidade Afluente Efluente

Eficiência de

Remoção (%)

Vazão L/s 495 500 -

Turbidez NTU 418 80 80,9

Temperatura ºC 25,8 21,8 -

pH 7,5 7,7

Condutividade µS/cm 607 436 28,3

OD mg/L 2,5 8,4 -

Dureza mgCaCO

340 58 82,9

Cloreto mg/L 33,6 41,4 -

Sulfeto mg/L 0,21 0,05 76,2

Sulfato mg/L 74 50 32,4

ST mg/L 710 450 36,6

SST mg/L 116 34 70,3

SDT mg/L 608 416 31,7

NTK mg/L 38,08 14,32 62,4

Amônia mg/L 22,22 10,68 51,9

Nitrito mg/L 0,04 2,80 -

Nitrato mg/L 0,19 3,27 -

Fósforo total mg/L 8,07 6,42 20,5

Fosfato total dissolvido

mg/L 6,05 5,10 15,8

Fosfato inorgânico mg/L 5,41 5,04 6,8

Silicato mg/L 29,2 27,5 5,8

Pb mg/L 0,0310 ND -

Cr mg/L 0,0145 0,0225 -

Cd mg/L ND ND -

Cu mg/L 0,0095 ND -

Zn mg/L 0,1791 0,0360 79,9

Ni mg/L ND ND -

Fe mg/L 3,4845 1,9760 43,3

Mn mg/L 0,0865 0,0475 45,1

Ca mg/L 5,7565 9,5949 -

Mg mg/L 0,9593 0,9057 5,6

COT mg/L 126 25 80,0

DQO mg/L 390 160 59,0

DBO

mg/L 148,8 64,4 56,7

Coliformes totais NMP/100ml

10,95x10

12,59x10

88,5

E. coli

NMP/100ml

3,24x10

2,09x10

93,5

- : Não Determinado.

ND: Não Detectado.

Vermelho: abaixo do limite de detecção (LD) do equipamento.

Azul: abaixo do limite de quantificação (LQ) do equipamento.

O sistema de tratamento da ETE-Araraquara é de nível secundário, sendo constituído por

lagoas de estabilização.

Inicialmente, ocorre o tratamento preliminar ou físico, que é composto por um sistema de

gradeamento e caixas de areia mecanizadas e tem por finalidade remover os detritos em suspensão

mais grosseiros que chegam à estação. A seguir, ocorre o tratamento secundário (biológico), que é

feito por meio de lagoas aeradas de mistura completa e tem como objetivo principal a remoção de

matéria orgânica do esgoto, podendo, inclusive promover a remoção de alguns nutrientes.

Nas lagoas aeradas, onde o tempo de detenção do esgoto é de cerca de 3 dias, o processo de

decomposição da matéria orgânica se dá através da atividade de organismos heterótrofos aeróbios

(bactérias, fungos, rotíferos, etc.) que oxidam e degradam óleos, graxas, carboidratos e proteínas,

formando água e gás carbônico. Além da remoção desses compostos carbonáceos, bactérias

autótrofas quimiossintetizantes são responsáveis pelo processo de nitrificação do esgoto, formando

nitritos e nitratos, o que pode justificar o aumento das concentrações desses nutrientes no efluente

após o tratamento, conforme verificado neste estudo (tabela 6.1).

Como a energia introduzida nas lagoas aeradas de mistura completa é elevada, o efluente

contém altos teores de sólidos em suspensão nesse momento. Daí a necessidade de haver as lagoas

de sedimentação à jusante, onde o esgoto permanece em descanso por aproximadamente 1,7 dias

para que as partículas sólidas ainda presentes na mistura sejam sedimentadas por gravidade,

possibilitando a clarificação do efluente devido a remoção da matéria orgânica da coluna d'água.

Analisando os dados da tabela 6.1, pode-se verificar melhoria da qualidade do efluente

tratado em função da eficiência da ETE na remoção de sólidos, sulfetos, sulfatos, silicato,

nitrogênio total Kjeldahl (NTK), amônia, fósforo total, carbono orgânico total (COT), demanda

química de oxigênio (DQO), demanda bioquímica de oxigênio (

DBO

coliformes totais e E. coli,

além da redução das concentrações de ferro, zinco, manganês e magnésio e promoção da

oxigenação do esgoto (acréscimo de 70,8% de oxigênio dissolvido em relação ao afluente).

A título de comparação, é apresentada a tabela 6.2 com os resultados obtidos neste estudo e

no trabalho realizado por Scalize (2003), no ano de 2002, para amostras de esgoto coletadas na

mesma ETE-Araraquara.

Tabela 6.2.

Comparação entre os dados físicos, químicos e bacteriológicos do esgoto bruto e tratado da

ETE-Araraquara obtidos por Scalize (2003) no ano de 2002 e por este estudo no ano de 2003.

Parâmetros Unidade

Afluente

(2002)

Afluente

(2003)

Efluente

(2002)

Efluente

(2003)

Turbidez

NTU

418

6,8

7,5

7,2

7,7

Condutividade

µS/cm

543

608

522

436

OD mg/L - 2,46 5,60 8,45

Cloreto

mg/L

43,7

33,6

45,3

41,4

mg/L

646

710

363

450

SST

mg/L

247

116

SDT mg/L

540

608

315

416

NTK

mg/L

34,00

38,08

20,60

14,32

Amônia

mg/L

16,31

22,22

13,79

10,68

Nitrito

mg/L

0,12

0,04

1,83

2,80

Nitrato

mg/L

0,40

0,19

2,24

3,27

Fósforo Total mg/L

8,00

8,07

6,30

6,42

DQO

mg/L

730

390

141

160

DBO

mg/L

327,2

148,8

63,4

64,4

DQO/DBO

2,23

2,62

2,23

2,49

Coliformes totais

NMP/100ml

10,95x10

1,50x10

1,26x10

E. coli

NMP/100ml

32,4x10

3,30x10

2,09x10

- : Não Determinado.

Pode-se observar que, para o esgoto bruto (afluente), os valores de pH, condutividade,

sólidos totais e dissolvidos, NTK e amônia obtidas neste estudo foram superiores às encontradas por

Scalize (2003), enquanto que as medidas de DQO e DBO foram bastante inferiores às do referido

autor.

Já para o esgoto tratado (efluente), as concentrações de fósforo total, DQO e DBO

foram

equivalentes para os dois estudos, enquanto que as medidas de coliformes totais, E. coli, NTK e

amônia obtidas neste estudo foram inferiores às encontradas por Scalize (2003).

Na figura 6.1, pode ser observada a distribuição das formas de nitrogênio encontradas no

esgoto bruto e tratado da ETE-Araraquara nos anos de 2002 e 2003.

Afluente

(2002)

Afluente

(2003)

Efluente

(2002)

Efluente

(2003)

mg/L

Nitrato

Nitrito

N orgânico

Amônia

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

Afluente

(2002)

Afluente

(2003)

Efluente

(2002)

Efluente

(2003)

Figura 6.1.

Distribuição das formas de nitrogênio encontradas no esgoto bruto (afluente) e tratado (efluente)

da ETE-Araraquara nos anos de 2002 (SCALIZE, 2003) e 2003 (presente estudo).

Nota-se que, no esgoto bruto, a fração de nitrito e nitrato é desprezível quando comparada às

frações de amônia e nitrogênio orgânico, o que era esperado para um esgoto predominantemente

doméstico, onde a maior parte do NTK tem origem fisiológica. Já para o efluente tratado, as

concentrações de nitrito e nitrato são mais significativas.

Ao analisar a eficiência do sistema de tratamento de esgotos da ETE-Araraquara nos anos de

2002 e 2003 (figura 6.2), pode-se verificar que a remoção de nitrogênio total Kjeldahl e amoniacal

foi superior para o ano de 2003 em relação ao ano de 2002. Para os outros parâmetros analisados, a

eficiência da ETE foi maior no ano de 2002.

Merece especial atenção a eficiência do tratamento de esgotos na remoção de DBO

e DQO

observada neste estudo, a qual mostrou-se baixa (de apenas 56,73% e 58,97%, respectivamente)

quando comparada a trabalhos anteriores. Durante o período de outubro de 1999 a setembro de

2001, a eficiência dessa mesma ETE em termos de remoção de DBO

apresentou um valor médio

superior a 84% (PIERRI, 2001),

sendo que em 2002, sua eficiência foi de 80,6% tanto para DBO

como para DQO (figura 6.2). Nota-se, no entanto, que nos estudos anteriores, as concentrações de

DBO

e DQO no esgoto bruto foram cerca de duas vezes superiores às encontradas no presente

trabalho, o que pode ter ocasionado, em termos proporcionais, a discrepância na eficiência do

tratamento dos esgotos encontrada nos diferentes estudos.

100

ST SST SDT DQO DBO NTK Amônia P Total

Eficiência de Remoção

(2002)

Eficiência de Remoção

(2003)

Figura 6.2.

Eficiência da ETE-Araraquara na remoção de sólidos, DQO, DBO

, Nitrogênio total e amoniacal

e Fósforo total no ano de 2002 (SCALIZE, 2003) e 2003 (presente estudo).

Mesmo assim, considerando que, de acordo com o Decreto Estadual N° 8.468/76, o limite

de lançamento de DBO

em águas de classe 4 é de 60mg/L, sendo que esse valor pode ser

ultrapassado no caso de efluentes de sistemas de tratamento que reduzam a carga poluidora em, no

mínimo, 80%, observou-se que o efluente da ETE-Araraquara, neste estudo, não atingiu nenhum

dos dois critérios.

Outro parâmetro que indica a baixa eficiência da ETE-Araraquara na remoção de matéria

orgânica biodegradável no ano de 2003 é a relação entre DQO/DBO

(figura 6.3).

Segundo Von Sperling (2005), quanto mais baixa a relação DQO/DBO

, maior é a fração de

matéria orgânica biodegradável em relação à matéria orgânica química oxidável (e de mais difícil

degradação biológica) presente no esgoto. Sendo assim, nos casos de sistemas de tratamento

biológico de águas residuárias, há uma tendência do valor dessa relação

aumentar à medida que o

esgoto passa pelas diversas unidades da estação de tratamento, devido à redução paulatina da fração

biodegradável, ao passo que a fração inerte do esgoto permanece praticamente inalterada.

Nesse sentido, o esgoto doméstico bruto (afluente), com fração biodegradável elevada,

possui valores da relação DQO/DBO

abaixo de 2,5 (em torno de 1,7 a 2,4 - mediana de 2,1);

enquanto que o efluente final de uma ETE com tratamento biológico possui valores da relação

DQO/DBO

em torno de 2,5, podendo chegar a 4,0 (VON SPERLING, op.cit.).

Na figura 6.3, pode-se observar que Scalize (2003) encontrou valores semelhantes de

relação DQO/DBO

para o afluente e o efluente da ETE-Araraquara no ano de 2002. Neste estudo,

no entanto, essa relação foi inferior para o efluente tratado em relação ao afluente, indicando que a

eficiência da ETE na remoção da fração biodegradável ficou aquém do esperado.

2,1

2,5

2,23 2,23

2,62

2,49

1,9

2,05

2,2

2,35

2,5

2,65

Afluente

(esperado)

Efluente

(esperado)

Afluente

(2002)

Efluente

(2002)

Afluente

(2003)

Efluente

(2003)

Relação entre DQO/DBO

Figura 6.3.

Estimativa de valores da relação entre DQO/DBO

para o esgoto doméstico bruto (afluente) e

tratado (efluente) e valores encontrados para a ETE-Araraquara nos anos de 2002 (SCALIZE, 2003) e 2003

(presente estudo).

Deve-se notar que, no presente trabalho, o valor para a relação DQO/DBO

do afluente foi

de 2,62, indicando que sua fração biodegradável não era elevada, o que pode ter acarretado menor

eficiência do sistema de tratamento biológico.

Cabe ressaltar que o esgoto que chega à ETE-Araraquara é sanitário. Isso significa que, além

do despejo líquido resultante do uso da água para higiene e necessidades fisiológicas humanas

(esgoto doméstico), o esgoto também pode ser composto por despejo líquido resultante dos

processos industriais (esgoto industrial), pela água proveniente do subsolo que penetra nas

canalizações (água de infiltração) e por uma parcela do deflúvio superficial inevitavelmente

absorvida pela rede de esgotamento (contribuição pluvial parasitária), o que pode ocasionar

acréscimo na fração inerte do efluente, dificultando a sua tratabilidade quando a ETE é constituída

por sistema de tratamento biológico.

Acredita-se que a eficiência do sistema de tratamento de esgotos

de Araraquara na remoção

de DQO e DBO

no ano de 2003 também ficou prejudicada pela quebra de alguns aeradores

responsáveis pelo tratamento secundário da ETE, conforme informado pelo Departamento

Autônomo de Água e Esgotos (DAAE) de Araraquara, entidade responsável pela operação da

Estação.

A quebra dos aeradores, no entanto, não parece ter prejudicado a eficiência da ETE-

Araraquara em reduzir as concentrações de coliformes totais (88,5%) e E.coli (93,55%) no ano de

2003 (tabela 6.1 e figura 6.4), uma vez que a expectativa de eficiência dessa modalidade de sistema

de tratamento de esgoto varia entre 80 e 99%.

93,55

88,50

100

Coliformes totais E. coli

Figura 6.4.

Eficiência da ETE-Araraquara na remoção de Coliformes totais e

E.coli

no ano de 2003.

Da mesma forma, as concentrações dos parâmetros físicos e químicos analisados neste

estudo, para o esgoto tratado, encontram-se dentro dos limites estabelecidos pelas Resoluções do

CONAMA (N° 20/86 e N° 357/2005) e pelo Decreto Estadual N° 8.468/76 para corpos d'água de

classe 4, já que a qualidade requerida para os usos preponderantes desses recursos hídricos

(navegação e harmonia paisagística) são os menos exigentes possíveis. Exceção seja feita para o

nitrogênio amoniacal, cuja concentração no esgoto tratado extrapolou o limite máximo de

lançamento de 5mg/L determinado pelo Decreto Estadual N° 8.468/76, o qual estabelece padrões de

lançamento mais restritivos do que as Resoluções do CONAMA (N° 20/86 e N° 357/2005). O

mesmo ocorreu para a DBO, conforme mencionado anteriormente.

6.1.1. Avaliação ecotoxicológica do esgoto bruto e tratado da ETE-Araraquara: coleta

preliminar

Com relação ao potencial tóxico do esgoto coletado em 15/9/2003, a melhoria da qualidade

do efluente tratado em relação ao esgoto bruto proporcionou significativa redução da sua

toxicidade, evidenciada por meio dos bioensaios com D. rerio e C. xanthus, conforme tabelas 6.3 e

6.4 e tabelas A-I.1, A-I.2, A-I.3 e A-I.4 (Anexo I).

Tabela 6.3.

Concentração de Efeito Não Observado

(CENO) da amostra de esgoto bruto (afluente) e

tratado (efluente).

CENO*

Organismos-teste

Efeito

observado

Tempo de

exposição (h)

Afluente

Efluente

D.similis

Imobilidade

100% 100%

D. rerio Mortalidade

50% 100%

C. xanthus Mortalidade

168

25% 100%

C. silvestrii Imobilidade

168

- 25%

*CENO: a maior concentração da amostra que não causa efeito deletério aos organismos-teste. Quanto menor, mais

tóxico.

Tabela 6.4.

Concentração do esgoto que causou efeito deletério a 50% dos organismos nos tempos de

exposição determinados.

CE ou CL 50 (%)

Organismos-

teste

Efeito

Observado

Tempo de

exposição (h)

Afluente Efluente

D. similis Imobilidade

48 NC NC

D. rerio Mortalidade

48 61,24 NC

C. xanthus Mortalidade

168 51,63 NC

62,29

38,67

C. silvestrii

Imobilidade

144

IC: 55,46 a 69,96%

IC: 34,19 a 43,74%

NC: Não Calculável

IC: Intervalo de Confiança com coeficiente de confiança de 95%.

O esgoto bruto (concentração de 100%) causou toxicidade aguda em todos os organismos-

teste com exceção de D. similis, para o qual foi observado indício de toxicidade. Para D. rerio e C.

silvestrii (tabelas A-I.2 e A-I.4), foram verificados 100% de mortalidade nas primeiras 24h de

exposição ao esgoto. Já para D. similis e C. xanthus (tabelas A-I.1 e A-I.3), foram observados 20%

de imobilidade e 70% de mortalidade, respectivamente, durante 48h de exposição. Sendo assim, é

possível concluir que até a comunidade bentônica pode ser afetada com o lançamento de esgoto in

natura nos corpos hídricos receptores.

Com relação à amostra integral do esgoto tratado (concentração de 100%), somente foi

verificado efeito tóxico para C. silvestrii, que sofreu mortalidade de 20% nas primeiras 48h de

exposição, 80% em 96h e 100% em 144h de exposição. Para os outros organismos, não foi

observada mortalidade ou imobilidade durante os respectivos períodos de teste.

Portanto, tomando como base os bioensaios realizados com afluente e efluente integrais,

observou-se redução da toxicidade do efluente em relação ao afluente para todos os organismos

estudados. Para C. xanthus e D. rerio, por exemplo, o teste estatístico de Kruskal-Wallis (α = 0,05)

identificou diferença significativa entre o afluente 100% e o efluente 100%. Para C. silvestrii, o

efeito deletério agudo do efluente puro foi visivelmente inferior ao do afluente puro, considerando o

período de exposição de 48h.

Esse mesmo padrão foi evidenciado nos bioensaios com diferentes concentrações do

afluente e efluente (25%, 50% e 75%) utilizando D. similis, D. rerio e C. xanthus como

organismos-alvo. Entretanto, nos testes com C. silvestrii, verificou-se que as amostras de efluente a

25% e 50% ocasionaram maior efeito tóxico a esse organismo (em termos de reprodução) do que as

mesmas concentrações do afluente. Ressalta-se que o afluente 25% foi o único tratamento que não

causou toxicidade crônica a C. silvestrii, não apresentando diferença significativa em relação ao

controle (teste estatístico de Steel Many One Rank).

Em termos de mortalidade, observou-se que, no ensaio com C. silvestrii, o valor da CE50

144h foi maior para o afluente do que para o efluente (tabela 6.4). Em termos de reprodução,

verificou-se que a menor concentração do efluente que causou efeito crônico a C. silvestrii foi de

25%, enquanto que do afluente foi de 50%. Essa espécie apresentou estimativa de crescimento

populacional (r) superior no afluente em relação ao efluente (figura 6.5).

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Tempo (dias)

N° estimado de indivíduos

Controle r = 0,59

Afluente 25% r = 0,53

Efluente 25% r = 0,43

Afluente 50% r = 0,22

Efluente 50% r = -0,19

Figura 6.5.

Estimativa de crescimento populacional de

C. silvestrii

exposta ao esgoto

Cumpre ressaltar que foi observada a presença de um grande número de rotíferos somente

nas amostras de efluente. Rotíferos são invertebrados microscópicos (de 0,05 a 2,0mm de

comprimento) pertencentes ao super filo dos asquelmintes que se alimentam principalmente de

detritos, bactérias e pequenas algas (PARESCHI, 2004). Os rotíferos em geral são bons indicadores

de poluição orgânica, podendo ocorrer em esgotos com algum teor de oxigênio, como nos sistemas

de tratamento biológico aeróbio. Sua presença no efluente de uma ETE indica eficiência no sistema

de tratamento de esgotos (NUVOLARI, 2003).

Durante os bioensaios com C. silvestrii, a existência de grande quantidade de rotíferos no

efluente pode ter ocasionado competição por recursos ou atrito físico entre os dois organismos,

influenciando a maior mortalidade e menor reprodutividade de C. silvestrii nas amostras diluídas de

efluente em relação às de afluente. Esse fato pode não ter sido significativo nos bioensaios com

amostras integrais do esgoto (afluente e efluente) em função da mortalidade de C. silvestrii ter

ocorrido logo nas primeiras 24 horas de exposição ao afluente 100% concentrado, indicando sua

maior toxicidade aguda em relação ao efluente.

Os dados obtidos nesta coleta preliminar demonstram que o desempenho apresentado pela

ETE-Araraquara na remoção de matéria orgânica e nutrientes e na promoção da oxigenação do

esgoto foi suficiente para influenciar na alta eficiência desse sistema em termos de eliminação de

toxicidade para D. rerio, C. xanthus e D. similis. Mesmo assim, deve-se considerar que o esgoto

tratado ainda causou toxicidade crônica em C. silvestrii, indicando que substâncias tóxicas ainda

devem persistir ao tratamento promovido pela ETE.

Laitano & Matias (2006), em um estudo de tratamento de lixiviado em reator experimental

do tipo UASB, obtiveram 70% de eficiência em termos de remoção de DQO e 80% de eficiência

em termos de redução de toxicidade para D. magna, sendo ainda verificada a presença de alta

toxicidade para amostras do efluente tratado.

Já estudos realizados por Silva et al. (2000) e Magris et al. (2006), que avaliaram a

eficiência de ETEs do tipo Lagoas de Estabilização e reatores UASB, respectivamente, observaram

baixa eficiência na remoção de toxicidade, mesmo alcançando eficiência satisfatória na remoção de

matéria orgânica. Ambos os autores sugeriram que esse resultado pode indicar que as referidas

ETEs, além de receberem os despejos líquidos provenientes dos usos domésticos, estão sujeitos a

sofrerem o aporte de efluentes de pequenos estabelecimentos comerciais e industriais com

características distintas dos efluentes domésticos.

Tomando-se como base a eficiência de tratamento de esgotos da ETE de Araraquara

observada neste estudo e o custo médio da energia elétrica empregada nesse tipo de tratamento (em

torno de R$0,057 o m

de esgoto tratado, segundo Scalize, 2003), observa-se que o custo-benefício

da implementação de sistemas de tratamento de esgotos é altamente positivo, promovendo a

mitigação da contaminação orgânica dos corpos hídricos receptores.

Fica claro, portanto, a importância de maiores investimentos na área de saneamento básico

no Brasil. A ampliação da infra-estrutura sanitária em estados com precárias condições de

saneamento ambiental é um investimento capaz de proporcionar melhoria na qualidade de vida da

população, na medida em que promove a diminuição de incidência de doenças de veiculação hídrica

e internações hospitalares e, conseqüentemente, reduz gastos públicos e particulares com medicina

curativa. A implantação de sistemas de tratamento de esgotos ainda ajuda a reduzir despesas com o

tratamento de água de abastecimento público por evitar comprometer os recursos hídricos, sendo

que, melhorando a qualidade ambiental, a região torna-se mais atrativa para investimentos externos,

podendo inclusive desenvolver sua vocação turística.

6.2. Variabilidade temporal das características físicas, químicas e bacteriológicas do esgoto

tratado da ETE-Araraquara

Neste item serão apresentados e comparados os resultados das análises físicas, químicas e

bacteriológicas do esgoto tratado da ETE-Araraquara coletado nas 4 amostragens (15/09/2003,

26/04/2004, 05/07/2004 e 17/11/2004), a fim de analisar a variabilidade do efluente ao longo do

tempo.

As características do esgoto são determinadas em função dos usos à qual a água foi

submetida. Como os usos da água variam com o clima, com a situação social e econômica e hábitos

da população, a quantidade e a qualidade de esgotos gerados em uma dada localidade apresentam

variações ao longo do dia (variações horárias), ao longo da semana (variações semanais) e ao longo

dos anos (variação sazonal) (VON SPERLING, 2005). A composição e a qualidade dos efluentes

líquidos também podem variar ao longo do tempo devido a alterações na eficiência do sistema de

tratamento de esgotos.

Neste estudo, foi verificada variação sazonal da grande maioria dos parâmetros físicos,

químicos e bacteriológicos analisados para o esgoto tratado na ETE-Araraquara, conforme pode ser

observado na tabela 6.5 e figuras A-II.1. a A-II.9.

(em anexo).

Durante a coleta do dia 26/04/2004, observou-se a maior vazão do efluente (550L/s),

enquanto que a menor vazão foi obtida durante a coleta do dia 05/07/2004. Deve-se observar que no

mês de abril de 2004 ocorreu o mais alto índice pluviométrico para a região de Araraquara durante

o período estudado (65,8mm), seguido pelos meses de novembro de 2004 (58,9mm), julho de 2004

(43,9mm) e setembro de 2003 (14,5mm).

A temperatura do efluente oscilou entre 19,6ºC e 24,2ºC, sendo que a temperatura mais

baixa foi observada no inverno (05/07/2004 ) e a mais alta no verão (17/11/2004).

Tabela 6.5.

Resultados das análises físicas, químicas e bacteriológicas realizadas em amostras de efluente da

ETE - Araraquara coletadas em 15/09/03 (1ª coleta)

;

26/04/2004 (2ª coleta); 05/07/2004 (3ª coleta) e

17/11/2004 (4ª coleta).

Parâmetros Unidade

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

Vazão L/s 500 550 400 500

Temperatura ºC 21,8 21,2 19,6 24,2

pH 7,7 7,6 7,4 7,8

Condutividade µS/cm 436 613 573 604

Absorbância 254nm - 0,494 0,574 0,922

Alcalinidade mg/L - 174 100 170

OD mg/L 8,5 7,4 7,4 7,6

Dureza mg/L 58 52 60 54

Cloreto mg/L 41,4 - 49,0 56, 0

Sulfeto mg/L 0,05 - 0,13 0,19

Sulfato mg/L 50 - 64 52

ST mg/L 450 365 377 379

STV mg/L 220 104 152 142

STF mg/L 230 261 225 237

SST mg/L 34 57 101 81

SSV mg/L 30 47 87 63

SSF mg/L 4,6 10,1 14,2 18,2

SDT mg/L 416 309 279 286

SDV mg/L 198 170 83 206

SDF mg/L 218 139 196 80

NTK mg/L 14,32 27,76 23,38 12,51

Amônia mg/L 10,68 17,58 11,88 2,00

Nitrito mg/L 2,796 0,044 6,990 0,033

Nitrato mg/L 3,272 0,518 7,590 0,088

Fósforo Total mg/L 6,417 3,707 4,855 6,152

Fosfato total dissolvido

mg/L 5,097 3,504 4,260 2,035

Fosfato inorgânico mg/L 5,04 2,93 3,49 1,83

Silicato mg/L 27,50 17,80 21,20 20,10

Pb mg/L ND 0,014 0,005 0,010

Cr mg/L 0,0225 0,036 0,025 0,029

Cd mg/L ND ND ND ND

Cu mg/L ND ND ND ND

Zn mg/L 0,036 0,043 ND 0,230

Ni mg/L ND ND ND ND

Fe mg/L 1,976 1,837 0,672 4,240

Mn mg/L 0,047 0,061 0,029 0,056

Ca mg/L 9,595 8,153 5,941 5,139

Mg mg/L 0,906 0,909 0,809 0,908

COT mg/L 25,2 28,9 37,9 45,1

DQO mg/L 160 167 199 263

DBO mg/L 64,4 52,8 135,8 80,2

Coliformes totais NMP/100ml

12,59x10

2,62x10

26,13x10

48,84x10

E. coli NMP/100ml

2,09x10

0,31x10

1,89x10

10,12x10

- : Não Determinado

ND: Não Detectado.

Vermelho: abaixo do limite de detecção do equipamento.

Azul: abaixo do limite de quantificação do equipamento.

As medidas de pH, dureza e oxigênio dissolvido se mantiveram relativamente homogêneas

ao longo das diferentes amostragens.

O meio permaneceu básico, variando entre 7,42 e 7,78. A dureza variou entre 60 e

52mgCaCO

/L (dureza moderada). A concentração de oxigênio dissolvido oscilou entre 8,5 e

7,6mg/L. Essa oxigenação do esgoto tratado foi promovida primeiramente pela aeração das águas

residuárias nas Lagoas de Aeração e, posteriormente, pelo turbilhonamento do efluente ao longo do

canal de lançamento no Ribeirão das Cruzes.

Os valores de condutividade variaram de 436µS/cm a 613µS/cm (1ª e 2ª coletas,

respectivamente), sendo observada certa homogeneidade de suas medidas nas amostragens de

26/04/2004 e 17/11/2004.

A concentração de sólidos totais da ETE-Araraquara variou de 365,5mg/L (2ª coleta) a

450mg/L (1ª coleta). Em todas as coletas, a concentração de sólidos dissolvidos foi superior à de

sólidos em suspensão e a fração de sólidos totais fixos foi superior a de voláteis.

A proporção de sólidos em suspensão voláteis foi superior a de sólidos em suspensão fixos

em todas as amostragens. Porém, para os sólidos dissolvidos, a fração fixa foi superior à volátil

somente na 1ª e 3ª coletas, enquanto que nas outras coletas essa proporção foi invertida (figura A-

II.7). Pode-se considerar que os sólidos voláteis representam uma estimativa da matéria orgânica

presente nos sólidos e os sólidos fixos representam a matéria inorgânica ou mineral.

A importância de estudar a fração de sólidos presente no efluente reside no fato de que todos

os contaminantes, com exceção dos gases dissolvidos, contribuem para a carga de sólidos nas águas

residuárias (VON SPERLING, 2005).

Com relação às formas nitrogenadas, o nitrogênio orgânico e a amônia foram as formas

predominantes no esgoto tratado da ETE-Araraquara. Nas duas primeiras coletas a proporção de

amônia foi superior à de nitrogênio orgânico, já na 3ª coleta houve proporção equivalente entre

nitrogênio orgânico e amônia, enquanto que na última coleta essa proporção se inverteu (figura A-

II.6).

As concentrações de nitrito e nitrato nas amostras de esgoto da 2ª e 4ª coletas foram

insignificantes, enquanto que na 1ª e 3ª coletas essas formas oxidadas de nitrogênio foram mais

significativas.

Observa-se que o nitrogênio presente no esgoto fresco está quase todo combinado sob a forma

de proteína e uréia (nitrogênio orgânico). No sistema de tratamento de esgotos, as bactérias, no seu

trabalho de oxidação biológica, transformam o nitrogênio presente nas águas residuárias

primeiramente em amônia, depois em nitritos, e em seguida em nitratos. A concentração com que o

nitrogênio aparece sob essas várias formas indica a idade do esgoto e/ou sua estabilização em

relação à demanda de oxigênio. Nesse sentido, acredita-se que o processo de nitrificação do esgoto

na ETE-Araraquara durante a 1ª e 3ª coletas foi mais efetivo do que na 2ª e na 4ª coletas.

Das formas fosfatadas encontradas no esgoto tratado da ETE-Araraquara, o fosfato inorgânico

(polifosfatos e ortofosfatos) e dissolvido (ou solúvel) foi predominante nas 3 primeiras coletas,

enquanto que na última coleta a proporção do fosfato orgânico e particulado (em suspensão) foi

mais significativa (figura A-II.8). O fosfato inorgânico (ortofosfato e polifosfato) é constituinte de

vários materiais de limpeza, assim como de fertilizantes. Fosfatos orgânicos são formados

primeiramente por processos biológicos, podendo ser encontrados nos esgotos como restos de

alimentos e cadáveres. Também podem ser formados por ortofosfatos em processos de tratamento

biológico e pela biota do corpo hídrico afluente no esgoto.

As concentrações de silicato nas amostras do efluente tratado variaram de 27,5mg/L a

17,8mg/L (1ª e 2ª coletas, respectivamente).

Com relação a alcalinidade, foram obtidos valores entre 100 e 174mgCaCO

/L (2ª e 3ª

coletas, respectivamente). Considerando que o pH das amostras variou entre 7,42 e 7,78, o principal

constituinte da alcalinidade encontrado no esgoto foi o bicarbonato. Nota-se que a menor

concentração de alcalinidade foi obtida durante a coleta onde foi observada maior nitrificação do

esgoto, indicando que houve consumo de alcalinidade.

As concentrações de sulfeto e cloreto foram crescentes ao longo do tempo. A amostra de

esgoto coletada em 17/11/2004 apresentou concentração de sulfeto cerca de duas vezes maior do

que a amostra coletada em 15/09/2003 (0,188mg/L na 4ª coleta a 0,05mg/L na 1ª coleta). A

presença de sulfetos nos esgotos provêm principalmente da redução bacteriana do sulfato, porém

uma fração pode ter origem da decomposição da matéria orgânica (algumas vezes oriundas de

despejos industriais). As concentrações de sulfato foram maiores na 3ª coleta (64mg/L) e

equivalentes nas duas outras amostragens.

Quanto à concentração de matéria orgânica presente no esgoto, as medidas de COT e DQO

tenderam a aumentar ao longo do tempo. As menores concentrações de COT e DQO foram obtidas

na 1ª coleta (25,2 mgCOT/L e 160 mgDQO/L), enquanto que as maiores medidas foram verificadas

na 4ª coleta (45,1 mgCOT/L e 263 mgDQO/L).

As medidas de absorbância a 254nm das amostras seguiu o mesmo padrão de crescimento

ao longo do tempo, variando de 0,494 em 26/04/2004 a 0,922 em 17/11/2004. Esse resultado é

justificado pelo fato da absorbância estar diretamente relacionada com a concentração de matéria

orgânica e sólidos em suspensão do efluente.

Já as medidas de DBO oscilaram entre 52,78 e 135,85mg/L (2ª e 3ª coletas,

respectivamente), sendo que seu maior valor foi encontrado quando foi observada maior nitrificação

do esgoto.

A maior relação DQO/DBO encontrada neste estudo foi durante a 4ª coleta (3,28) e a menor

foi durante a 3ª coleta (1,46).

Com relação aos coliformes totais e E. coli, as menores concentrações foram obtidas na 2ª

coleta (2,62 x 10

e 3,1 x 10

NMP/100mL) e as maiores foram obtidas na 4ª coleta (4,88 x 10

1,01 x 10

NMP/100mL).

As concentrações dos metais chumbo, cromo, cádmio, cobre e níquel se mantiveram sempre

abaixo do limite de quantificação do equipamento utilizado para sua análise. O mesmo foi

verificado para o zinco durante as 3 primeiras coletas, indicando que não houve input desses metais

no esgoto sanitário da ETE-Araraquara no período estudado.

Quanto ao ferro e manganês, suas maiores concentrações foram observadas durante a 4ª

coleta (4,24 mgFe/L e 0,056 mgMn/L) e suas menores medidas foram obtidas durante a 3ª coleta

(0,672 mgFe/L e 0,029 mgMn/L). Já o cálcio teve sua maior concentração durante a 1ª coleta (9,5

mgCa/L) e sua menor medida durante a 4ª coleta (5,13mgCa/L), enquanto que a concentração de

magnésio permaneceu estável durante o período amostral.

De uma maneira geral, as concentrações dos parâmetros físicos, químicos e bacteriológicos

analisados neste estudo, encontram-se dentro dos limites estabelecidos pelas Resoluções do

CONAMA (N° 20/86 e N° 357/2005) e pelo Decreto Estadual N° 8.468/76 para corpos d'água de

classe 4. No entanto, a concentração de amônia presente no efluente extrapolou o padrão de

lançamento determinado pelo Decreto Estadual N° 8.468/76 (5mg/L) nas amostragens de

15/09/2003, 26/04/2004 e 05/07/2004. O mesmo ocorreu para os valores de DBO

nas amostras

coletadas em 15/09/2003, 05/07/2004 e 17/11/2004, já que o limite máximo de lançamento, que é

de 60mg/L, foi ultrapassado.

É importante lembrar que, segundo informações do Departamento Autônomo de Água e

Esgotos (DAAE) de Araraquara, a eficiência do sistema de tratamento de esgotos

de Araraquara

ficou prejudicada pela quebra de alguns aeradores responsáveis pelo tratamento secundário da ETE

durante o período amostral do presente estudo.

A composição do esgoto sanitário de Araraquara certamente não se restringe apenas aos

parâmetros ora analisados.

Araújo (2006), por exemplo, estudou a concentração de hormônios sexuais presentes no

esgoto bruto e tratado da ETE-Araraquara, os quais são excretados pela urina de mamíferos. A

autora identificou a presença de um hormônio natural (E2) somente no esgoto bruto, indicando que

a ETE-Araraquara foi eficiente na remoção desse analito.

Da mesma maneira, Peron (2007) constatou a presença de fármacos (diclofenaco sódico) nas

amostras do efluente doméstico da cidade de Araraquara-SP antes e após o tratamento, nas

concentrações de 18,0 e 22,0µg/L, respectivamente.

Portanto, em misturas heterogêneas e complexas, como é o caso do esgoto sanitário, há uma

série de compostos orgânicos e inorgânicos potencialmente poluidores que são de difícil

determinação laboratorial.

Nesses casos, torna-se mais vantajoso avaliar o potencial tóxico do esgoto sanitário, através

de bioensaios, do que identificar e quantificar as espécies individuais de compostos presentes no

efluente, através de análises químicas.

6.2.1. Avaliação ecotoxicológica do esgoto tratado da ETE-Araraquara

Com relação ao potencial tóxico das amostras de esgoto tratado da ETE-Araraquara

coletadas em 15/9/2003, 26/04/2004, 05/07/2004 e 17/11/2004, a variabilidade das características

químicas, físicas e bacteriológicas do efluente também ocasionou alterações da sua toxicidade,

evidenciadas por meio dos bioensaios com D. similis, D. rerio, C. xanthus, C. silvestrii e A. cepa.

Analisando a tabela 6.6, pode-se observar que o esgoto de Araraquara provocou efeitos

deletérios aos organismos-teste em todas as coletas, porém, em diferentes níveis.

A amostra de esgoto coletada em 26/04/2004 (2ª coleta) se mostrou tóxica a três

organismos-teste distintos (C. silvestrii, D. rerio e A. cepa). Já o efluente coletado em 05/07/2004

foi significativamente diferente do controle apenas no bioensaio com C. silvestrii, porém, também

foi observado indício de toxicidade para A. cepa. Para a amostra coletada em 17/11/2004, foi

verificada toxicidade aguda para C. silvestrii e indícios de toxicidade para D. rerio; enquanto que na

coleta do dia 15/09/2003, apenas C. silvestrii sofreu efeitos deletérios (indícios de toxicidade aguda

para as primeiras 48h de exposição e toxicidade crônica para 168h de exposição, conforme pode ser

observado no item 6.1.1 deste estudo).

Tabela 6.6.

Resultados dos testes de toxicidade com amostras de esgoto tratado da ETE - Araraquara

coletadas em 15/09/03 (1ª coleta); 26/04/2004 (2ª coleta); 05/07/2004 (3ª coleta) e 17/11/2004 (4ª coleta).

Amostras

Organismos-

teste

Efeito

observado

(%)

Período de

exposição (h)

Efluente

1ª coleta

Efluente

2ª coleta

Efluente

3ª coleta

Efluente

4ª coleta

D. similis

Imobilidade 48 0 0 0 0

D. rerio

Mortalidade 96 0 26,6 (T)

0 20 (IT)

C. xanthus

Mortalidade 168 10 0 0 10

C. silvestrii

Imobilidade 48 20 (IT) 50 (T) 100 (T) 60 (T)

A. cepa

Inibição de

Crescimento

72 - 44,12 (T)

27,33 (IT)

-16,9

*Inibição do crescimento da raiz da cebola (porcentagem em relação ao controle).

Valores em

vermelho correspondem a amostras significativamente diferentes do controle (teste de Dunnett para A. cepa e de Steel

Many One Rank para os outros organismos); isto é, tóxicas.

Valores em

azul correspondem a amostras onde houve indícios de toxicidade.

Logo, pode-se considerar que a amostra de esgoto mais tóxica foi a coletada em 26/04/2004,

sendo seguida pelas amostras de 5/7/2004 e 17/11/2004 e, por último, pela amostra de 15/09/03.

Observa-se, portanto, que o tratamento promovido pela ETE-Araraquara, durante o período

do estudo, não conseguiu remover todos os toxicantes presentes no esgoto sanitário oriundo da

cidade de Araraquara e que esse efluente deve estar contribuindo para a degradação do corpo

hídrico receptor.

Deve-se ressaltar, no entanto, que se o esgoto sanitário fosse lançado in natura no Ribeirão

das Cruzes, certamente haveria um prejuízo significativamente maior para a biota local, tomando

como base os resultados dos testes de toxicidade com amostras de esgoto bruto (afluente) já

apresentados no item 6.1.1 deste estudo.

Os resultados dos bioensaios ora apresentados demonstram claramente que cada espécie

apresenta sensibilidades e tolerâncias específicas a diferentes agentes tóxicos. Os organismos-teste,

quando expostos ao esgoto sanitário, entram em contato com inúmeras substâncias

simultaneamente, as quais podem sofrer interações de sinergismo, aditivismo e antagonismo,

alterando o potencial tóxico individual de cada uma delas. Sendo assim, é natural que os

organismos respondam de forma diversa quando submetidas às mesmas amostras de efluente.

Neste estudo, C. silvestrii foi o organismo-teste mais sensível, apresentando toxicidade em

todas as amostras analisadas. É importante lembrar que os bioensaios com C. silvestrii foram

originalmente desenhados para ocorrerem em um período de 7 dias (teste crônico), porém, como na

grande maioria dos experimentos (com exceção dos realizados com amostras da 1ª coleta), os

organismos não sobreviveram após 96 horas de exposição, optou-se por apresentar os resultados

obtidos no período de 48 horas de testes.

Sendo assim, considerando somente as primeiras 48 horas de teste, observa-se que o

efluente da 1ª coleta foi menos tóxico do que o das outras amostragens, sendo que na 3ª coleta foi

obtido o maior efeito deletério agudo a C. silvestrii (100% de mortalidade).

É importante lembrar que foi observada a presença de um grande número de rotíferos em

todas as amostras de efluente, o que pode ter ocasionado competição por recursos e influenciando

na maior mortalidade de C. silvestrii ao longo dos bioensaios. Deve-se considerar também a

hipótese de entupimento do aparelho filtrador desse organismo, em função das altas concentrações

de sólidos em suspensão no esgoto, que pode ter causado sua morte.

Já os organismos-teste D. similis e C. xanthus se mostraram mais resistentes quando

expostos a amostras de esgoto, não sofrendo efeito tóxico (mortalidade) em nenhuma das coletas.

Considerando que C. xanthus freqüentemente representa a porção mais significativa da

biomassa bentônica de ambientes de água doce (GIESY et al. 1988; LUCCA, 2006), a extrapolação

dos resultados dos bioensaios neste estudo pode sugerir que o esgoto tratado da ETE-Araraquara

não acarreta maiores prejuízos à comunidade bentônica do corpo hídrico receptor. Deve-se observar

que a concentração de oxigênio dissolvido ao longo dos testes sofreu um déficit considerável (de

8,5 a 3,0mg/L na 1ª coleta; 6,8 a 3,4mg/L na 3ª coleta e 5,6 a 4,2mg/L na 4ª coleta), o que não

provocou efeito deletério ao C. xanthus, uma vez que esse organismo tolera baixas quantidades de

oxigênio (CRANSTON, 1995).

Para D. rerio, somente foi verificada diferença significativa entre o controle e a amostra de

efluente coletada em 26/04/2004, indicando toxicidade aguda nesse período. Também foi observada

20% de mortalidade dos organismos-teste expostos à amostra do efluente em 17/11/2004, o que não

representa diferença estatística em relação ao controle, mas indica que a amostra provocou um certo

grau de efeito deletério ao D. rerio.

Já para A. cepa, foi verificada toxicidade apenas para a amostra de esgoto coletada em

26/04/2004. A amostra de 05/07/2004 provocou inibição no crescimento da raiz da cebola da ordem

de 27%, o que, independentemente de comprovação estatística, é um indicativo de toxicidade. Em

17/11/2004, a raiz da cebola, quando exposta à amostra de esgoto, acabou se desenvolvendo melhor

do que no controle, sugerindo que a constituição do esgoto naquela ocasião proporcionou alimento

e não toxicidade à esse organismo.

Deve-se observar que houve decréscimo dos valores de pH e oxigênio dissolvido ao longo

de todos os testes com A. cepa (na 2ª coleta: de pH 7,6 a 6,7mg/L e 6,0 a 0,8mg O

/L; na 3ª coleta:

de pH 7,4 a 7,0 e de 6,8 a 0,8mgO

/L; na 4ª coleta: de pH 7,8 a 7,2 e de 5,6 a 1,2mgO

/L).

De acordo com Ferreira (2000), a cebola desenvolve-se melhor em ambientes ricos em

matéria orgânica, em condições de pH (em água) de 6,0 a 6,5 e com quantidades específicas de

nitrogênio e potássio. O excesso desses nutrientes, pode provocar desequilíbrios na cultura. Nota-se

que as maiores concentrações de NTK foram observadas em 26/04/2004 e 05/07/2004, quando

verificou-se toxicidade ou indício de toxicidade das amostras. No efluente coletado em 17/11/2004,

observou-se a menor concentração de NTK e maior carga orgânica (COT, DQO) do estudo, o que

pode ter contribuído para o melhor desenvolvimento das raízes da cebola.

Apesar das várias hipóteses que possam ser levantadas com relação às causas da toxicidade

do esgoto, em geral não é possível estabelecer correlação entre a constituição física e química dos

efluentes e sua toxicidade, uma vez que os resultados dos bioensaios expressam um efeito

produzido em função das interações das substâncias nas amostras, as quais se mostram bastante

complexas e heterogêneas (JARDIM, 2004).

Nota-se, no entanto, que houve variabilidade sazonal do potencial tóxico do esgoto tratado

da ETE-Araraquara da mesma forma como ocorreu com sua composição física, química e

bacteriológica.

6.3. Ensaios de desinfecção

Os dados obtidos nos diferentes ensaios de desinfecção com amostras de esgoto sanitário

proveniente da ETE-Araraquara coletadas em 26/04/2004 (2ª coleta), 05/07/2004 (3ª coleta) e

17/11/2004 (4ª coleta) serão apresentados a seguir.

Cabe ressaltar que nas coletas efetuadas em abril e julho de 2004, os ensaios de desinfecção

foram realizados apenas com PAA e radiação UV; enquanto que na amostragem de novembro de

2004, foram utilizados nos ensaios de desinfecção o PAA, a radiação UV, o Cloro e o Ozônio.

6.3.1. Desinfecção com Ácido Peracético

Neste estudo, foram realizadas três baterias de ensaios de desinfecção com ácido peracético

(PAA), conforme descrito na tabela 6.7. Em cada bateria foram conduzidos experimentos com

concentrações de PAA e tempos de contatos diferentes, sendo utilizadas amostras de efluente

coletadas nas datas específicas.

Tabela 6.7.

Características dos ensaios de desinfecção de amostras de esgoto da ETE-Araraquara

empregando ácido peracético.

Bateria

Data de coleta do

efluente

Ensaios

Concentração

(mg/L)

Tempo de Contato

(min)

1ª 26/4/2004 1

1ª 26/4/2004 2 10 20

1ª 26/4/2004 3 10 40

2ª 5/7/2004 1 5 20

2ª 5/7/2004 2 5 40

2ª 5/7/2004 3 10 20

2ª 5/7/2004 4 10 40

3ª 17/11/2004 1 5 20

Na 1ª bateria, foram executados 3 ensaios de desinfecção com o efluente coletado em

26/04/2004. No primeiro ensaio, foi aplicada a concentração de 5mg/L de PAA durante 40 minutos;

enquanto que no segundo e terceiro ensaios, a concentração aplicada foi de 10mg/L de PAA, porém

os tempos de contato (TC) foram de 20 e 40 minutos, respectivamente. Os resultados das análises e

exames bacteriológicos da primeira bateria são apresentados na tabela 6.8.

Tabela 6.8.

Resultados dos ensaios de desinfecção com amostras de esgoto da ETE-Araraquara coletadas em

26/04/2004 utilizando ácido peracético (1ª bateria).

Variáveis Ácido Peracético Efluente

Concentração (mg/L) 5 10 10

Tempo de Contato (min.) 40 20 40

Residual (mg/L) 0,9226 0,9525 0,9898

Colif. Totais (NMP/100mL) > 2419,2 > 2419,2 > 2419,2 2,62 x 10

E. coli (NMP/100mL) 58,3 6,3 7,3 3,1 x 10

Eficiência inativação E. coli (%)

99,812 99,980 99,976 -

DQO (mg/L) 147,00 134,00 166,00 167,00

ST (mg/L) 390,50 390,00 364,50 365,50

SST (mg/L) 52,53 61,96 52,83 56,73

SDT (mg/L) 343,00 331,00 323,00 309,00

Alcalinidade (mg/L) 165,00 174,25 176,50 174,00

pH 7,63 7,39 7,46 7,61

Na 2ª bateria de testes, a amostra de efluente coletada em 05/07/2004 foi submetida a 4

ensaios de desinfecção com PAA. No primeiro e segundo ensaios, a concentração aplicada foi de

5mg/L de PAA com tempos de contato (TC) de 20 e 40 minutos, respectivamente. Já no terceiro e

quarto ensaios, foi usada a concentração de 10mg/L de PAA e os TCs foram de 20 e 40 minutos,

respectivamente. Os resultados das análises e exames bacteriológicos dessa segunda bateria de

ensaios de desinfecção são apresentados na tabela 6.9.

Tabela 6.9.

Resultados dos ensaios de desinfecção com amostras de esgoto da ETE-Araraquara coletadas em

05/07/2004 utilizando ácido peracético (2ª bateria).

Variáveis Ácido Peracético Efluente

Concentração (mg/L) 5 5 10 10

Tempo de Contato (min.) 20 40 20 40

Residual (mg/L) 0,8667 0,904 0,8443 0,9823 -

Colif. Totais (NMP/100mL) > 4838,4 > 4838,4 > 4838,4 > 4838,4 2,613 x 10

E. coli

(NMP/100mL) 187,2 267,4 2,0 449,4 1,89 x 10

Eficiência inativação E. coli (%)

99,901 99,859 99,999 99,762 -

DQO (mg/L) 220,00 223,00 240,00 228,00 199,00

ST (mg/L) 366,50 366,00 322,50 327,00 377,00

SST (mg/L) 93,54 77,50 90,37 83,70 101,33

SDT (mg/L) 284,00 303,00 230,00 238,00 279,00

Alcalinidade (mg/L) 101,00 108,00 101,75 108,25 100,00

pH 7,38 7,34 7,26 7,26 7,42

Na 3ª bateria de testes, foi realizado apenas 1 ensaio de desinfecção com o efluente coletado

na última amostragem (17/11/2004), sendo a concentração aplicada de 5mg/L e o TC de 20

minutos. Os resultados das análises e exames bacteriológicos dessa última bateria são apresentados

na tabela 6.10.

Analisando as tabelas 6.7 a 6.9 e a figura 6.6, verifica-se que o efeito do PAA na inativação

de E. coli, para todas as concentrações e tempos de contato testadas, esteve entre 99,8119% (2,73

log) e 99,9989% (4,98 log).

A menor eficiência de inativação foi verificada na 1ª bateria de testes, no tratamento de

5mgPAA/L e TC de 40 minutos. Ao passo que a maior eficiência encontrada foi para a

concentração de 10mg/L e 20 minutos, na 2ª bateria de ensaios.

Em termos gerais, pode-se considerar que a maior concentração testada (10mg/L) provocou

melhores resultados na inativação de E. coli. Porém, deve-se ressaltar que na última bateria de

testes, a concentração de 5mg/L e 20 minutos de TC obteve eficiência de 4,08 log (99,9917%), o

que representou a segunda melhor eficiência dos ensaios com PAA.

Tabela 6.10.

Resultados dos ensaios de desinfecção com amostras de esgoto da ETE-Araraquara coletadas

em 17/11/2004 utilizando ácido peracético (3ª bateria).

Variáveis Ácido Peracético Efluente

Concentração (mg/L) 5

Tempo de Contato (min.) 20

Residual (mg/L) 0,82568 -

Colif. Totais (NMP/100mL) > 24192 4,884 x 10

E. coli (NMP/100mL) 84 1,012 x 10

Eficiência inativação E. coli (%) 99,9917 -

DQO (mg/L) 174,00 263,00

ST (mg/L) 357,00 379,00

SST (mg/L) 62,07 81,17

SDT (mg/L) 316,00 286,00

Alcalinidade (mg/L) 167,50 170,00

pH 7,65 7,78

Para os ensaios realizados na 1ª bateria, o tempo de contato parece não ter influenciado na

eficiência de inativação da bactéria. Porém, na 2ª bateria, observou-se que os tratamentos com

maiores tempos de contato foram menos eficientes em termos de inativação de E. coli.

99,75

99,80

99,85

99,90

99,95

100,00

5 mg/L,

40'.

10 mg/L,

20'

10 mg/L,

40'

5 mg/L,

20'

5 mg/L,

40'.

10 mg/L,

20'

10 mg/L,

40'

5 mg/L,

20'

Ácido Peracético (Concentrações e Tempos de Contato)

Eficiência de inativação (%)

Figura 6.6.

Porcentagem de inativação de

E. coli

em amostras de esgoto da ETE-Araraquara

submetidas a desinfecção com PAA em diversas concentrações e tempos de contato.

(Obs.: Os pontos interligados

representam ensaios realizados na mesma bateria, isto é com efluentes da mesma coleta).

Era de se esperar que a concentração de E. coli decrescesse com o aumento da concentração

de ácido peracético e do tempo de contato. Porém, acredita-se que a composição heterogênea do

esgoto sanitário e a homogeneização do desinfetante na mistura possam ter interferido no resultado

deste estudo, ocasionando menor eficiência para concentrações e tempos de contato maiores.

Com relação ao residual de ácido peracético, observou-se que, em geral, os tratamentos que

obtiveram menor eficiência em termos de inativação de E. coli apresentaram as maiores

concentrações de ácido peracético residual, conforme pode ser observado na figura 6.7.

99,8

99,9

100,0

10, 40' 5, 40' 5, 40' 5, 20' 10, 40' 10, 20' 5, 20' 10, 20'

Concentrações (mg/L) e Tempos de Contato (min.)

Eficiência (%)

0,82

0,84

0,86

0,88

0,9

0,92

0,94

0,96

0,98

Residual de PAA (mg/L)

Eficiência

Residual

Figura 6.7.

Relação entre a concentração de ácido peracético residual (mg/L) e eficiência de inativação de

coli

(%), obtidas para os diversos ensaios de desinfecção com ácido peracético.

Notou-se também que a demanda de ácido peracético foi aumentando ao longo das coletas

do efluente. Isso pode ser explicado pela deterioração da qualidade do esgoto nas diferentes

amostragens, evidenciada pelo aumento das concentrações de DQO, COT, sólidos, coliformes totais

e E. coli.

Sartori (2004) também analisou o efeito do ácido peracético na inativação de E. coli em

amostras do esgoto sanitário proveniente da ETE-Araraquara. A autora utilizou concentrações de 5,

10 e 15mg/L de PPA e tempos de contato de 10, 20 e 30 minutos. Nos seus ensaios, foram

encontrados níveis de inativação da bactéria que variaram de 99,58 (para a menor concentração e

tempo de contato) a 99,999 (para concentração de 10 e 15mg/L e tempos de contato a partir de 20

minutos). No referido estudo, foi verificada uma certa linearidade na inativação de E. coli em

relação às concentrações aplicadas e tempos de contato utilizados, o que não foi observado neste

estudo.

As concentrações de ácido peracético residuais obtidas pela autora (média de 0,27mg/L para

5mg/L de PAA e de 0,19 para a concentração de 10mg/L) foram bastante inferiores às encontradas

no presente trabalho (média de 0,87 para 5mg/L de PAA e de 0,94 para 10mg/L de PAA).

Por outro lado, Souza (2006), em seu estudo de desinfecção de água reconstituída, verificou

concentrações ainda elevadas de PAA residuais ao final dos ensaios. Para água com cor elevada

(COT = 14,53mg/L), desinfetada com 5mg/L de PAA durante 20 minutos, foi verificado residual de

2,37mg/L.

A eficiência de um desinfetante pode ser afetada por diversos fatores, sejam eles inerentes

ao próprio agente desinfetante (tempo de contato, concentração, propriedades físicas e químicas do

desinfetante), ou relacionadas com a qualidade do efluente a ser desinfetado (temperatura, pH,

alcalinidade, concentração de matéria orgânica, presença de sólidos em suspensão) ou ainda devido

a sua interação com o patógeno e a natureza do microorganismo patogênico.

Neste estudo, os tratamentos com ácido peracético não provocaram grandes alterações nos

valores de pH do esgoto, que variaram, no máximo, 0,22 unidades (para os ensaios da 1ª bateria) e

permaneceram sempre próximos à neutralidade. Esse resultado é compatível com o de outros

estudos que utilizaram PAA como desinfetante (BALDRY et al., 1995; SARTORI, 2004; SOUZA,

2006).

Com relação à DQO, observou-se na 1ª bateria de testes que houve uma pequena redução da

sua medida (de 33mg/L, no máximo) após a desinfecção do esgoto. Essa redução foi maior para o

ensaio da 3ª bateria (de 89mg/L). A diminuição da DQO indica que uma certa quantidade do agente

desinfetante (oxidante) transferida para o efluente pode ter sido consumida por matéria orgânica ou

mesmo inorgânica presente no esgoto (reações de oxi-redução), reduzindo assim sua

disponibilidade para a inativação dos microorganismos. Baldry et al. (op. cit.) também obteve um

pequeno decréscimo de DQO (da ordem de 10mg/L) em seus ensaios de desinfecção com PAA.

De forma inversa, na 2ª bateria houve aumento de até 41mg/L da DQO do esgoto após a

desinfecção. Sartori (op. cit.) também verificou esse comportamento nas amostras de esgoto da

ETE-Araraquara desinfetadas com PAA nas mesmas concentrações aqui testadas, inclusive com

valores semelhantes de acréscimo de DQO. Kitis (2003) afirma que o aumento do conteúdo

orgânico do efluente após desinfecção com PAA ocorre devido ao ácido acético que, além de já

estar presente na constituição da solução do ácido peracético (até 16%) também é formado após a

decomposição do produto, o que é indesejável para um agente desinfetante.

Com relação a concentração de sólidos em suspensão, notou-se diminuição de suas medidas

no efluente após todos os ensaios de desinfecção. Esse efeito pode ser justificado da mesma forma

que a redução de DQO nos tratamentos.

A alcalinidade do esgoto não sofreu grandes alterações após a desinfecção com os diferentes

tratamentos, o que pode indicar que os processos oxidativos promovidos pelo agente desinfetante

não foram suficientes para consumir a alcalinidade das amostras.

De uma maneira geral, apenas com uma exceção, observou-se que os diferentes tratamentos

foram mais eficientes quanto maior era a concentração de coliformes totais, E. coli, DQO e sólidos

totais no esgoto, o que ocorreu gradativamente ao longo das coletas. Alguns autores (SOBSEY,

1989) já haviam verificado que a presença de matéria orgânica e sólidos, até um certo nível, não

afetam a eficiência de desinfecção do PAA.

6.3.2. Desinfecção com Radiação ultravioleta

Esse tópico será subdividido em duas etapas a fim de facilitar a compreensão dos eventos.

Na primeira etapa, serão descritos os resultados dos ensaios para determinação da intensidade

média de radiação ultravioleta incidente na superfície irradiada no interior da câmara de

desinfecção. Na segunda etapa serão apresentados os resultados dos ensaios de desinfecção

propriamente ditos.

6.3.2.1. Ensaio para a determinação da intensidade média de radiação UV incidente

A intensidade média (I

) de radiação ultravioleta em 254nm incidente na superfície irradiada

no interior da câmara de desinfecção para 6 lâmpadas ligadas foi determinada por actinometria,

utilizando uma solução de ferrioxalatao de potássio 0,006M.

É importante mencionar que os ensaios actinométricos foram conduzidos com a lâmina

líquida fixada em 1cm. (volume de 1,8L) e durante o período de 60 segundos.

Os dados obtidos para a construção da curva de calibração de Fe

para o espectrofotômetro

SHIMADZU UV – 2101PC são apresentados na tabela 6.11. A curva de calibração pode ser

observada na

figura 6.8.

Tabela 6.11.

Valores obtidos para a construção da curva de calibração de

Concentração de Fe

medida

)

(mg/L)

Absorbância

(510nm)

0 0

0,55 0,10

1,1 0,19

1,65 0,31

2,2 0,48

2,75 0,62

3,3 0,76

4,4 0,98

4,95 1,06

5,5 1,20

A equação da curva de calibração (6.1), obtida pelo método dos mínimos quadrados

(MMQ), foi utilizada para calcular a concentração medida de Fe

medida

) nos ensaios de

actinometria.

1061,04455,4

AbsC

medida

(6.1)

y = 4,4455x + 0,1061

= 0,9958

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 1,4

Absorbância

Concentração de Fe2+

Figura 6.8.

Curva de calibração de Fe

Os valores médios de dose de radiação ultravioleta em 254nm incidente na superfície

irradiada (D) e de I

obtidos por actinometria para 6 lâmpadas ligadas, foram calculados pelas

equações (5.2) e (5.3), respectivamente, e são apresentados na tabela 6.12.

Tabela 6.12.

Valores médios de dose e intensidade média de radiação UV na superfície irradiada

obtidos por actinometria para 6 lâmpadas ligadas durante 60 segundos.

Absorbância (510 nm) C Fe

(mg/L) D

Antes

da Irradiação

Depois

da Irradiação

Antes

da Irradiação

Depois

da Irradiação

(mWs/cm

) (mW/cm

)

0,011 0,236 7,75 57,76 335,37 5,59

6.3.2.2. Ensaio de desinfecção com radiação UV

De forma análoga aos ensaios de desinfecção com ácido peracético, a desinfecção com

radiação UV também foi realizada em 3 baterias. Em cada bateria foram conduzidos ensaios com 6

lâmpadas germicidas ligadas, lâmina líquida de amostra de 4cm e tempos de irradiação de 30 e

120s, sendo utilizadas amostras de efluente coletadas em datas específicas (tabela 6.13).

As intensidades médias de radiação na lâmina líquida (I

) e doses de radiação recebida (D

)

para cada amostra de efluente, foram calculadas a partir do valor de I

determinado por

actinometria (vide equações 5.4 e 5.8). Os valores de I

e D

obtidos em cada ensaio de desinfecção

também são apresentados na tabela 6.13.

Tabela 6.13.

Características dos ensaios de desinfecção de amostras de esgoto da ETE-Araraquara

empregando radiação ultravioleta.

Baterias

Data de

coleta

Ensaios

(s)

αα

(cm

-1

)

(mW/cm

)

(mWs/cm

)

(mWs/cm

)

(Wh/m

)

1 26/4/2004

1 30 1,138

1,215 167,7 36,46 2,53

1 26/4/2004

2 120

1,138

1,215 670,8 145,9 10,13

05/07/2004

1 30 1,322

1,05 167,7 31,54 2,19

05/07/2004

2 120

1,322

1,05 670,8 126,2 8,76

3 17/11/2004

1 120

2,123

0,66 670,8 78,96 5,48

ΤC = Tempo de Contato α = coeficiente de absorção

= Dose aplicada D

= Dose recebida por volume

Cabe ressaltar que a dose aplicada de radiação ultravioleta (D

) é a energia total que atinge a

superfície da lâmina líquida, sendo dependente do número de lâmpadas ligadas e do tempo de

irradiação. Ao passo que a dose recebida é a energia total efetivamente disponível para a inativação

dos microorganismos, a qual é influenciada não só pelo tempo de irradiação e número de lâmpadas

ligadas, mas também pela qualidade da amostra desinfetada (principalmente absorbância e sólidos

em suspensão) e pela espessura da lâmina líquida. Nota-se, através da tabela 6.13, que quanto maior

foi o coeficiente de absorção do efluente (que é calculado a partir da absorbância), menor foi a dose

recebida pela amostra e vice-versa.

Na 1ª bateria de ensaios de desinfecção, o efluente coletado em 26/04/2004 foi submetido a

2 testes. No 1º e 2º testes, 6 lâmpadas germicidas foram ligadas durante dois tempos de irradiação

diferentes (30 segundos e 120 segundos). Sendo assim, as amostras de esgoto foram expostas à uma

intensidade de energia radiante constante, porém a doses distintas, como pode ser visto na tabela

6.13. A caracterização química do esgoto coletado em 26/04/2004 submetido aos ensaios de

desinfecção são mostrados na tabela 6.14.

Tabela 6.14.

Resultados dos ensaios de desinfecção com amostras de esgoto da ETE-Araraquara coletadas

em 26/04/2004 utilizando radiação ultravioleta (1ª bateria).

Variáveis UV Efluente

Dose recebida (mWs/cm

) 36,46 145,85

Colif. Totais (NMP/100mL) 1732,87 224,00 2,62 x 10

Eficiência inativação colif. (%)

99,3380 99,9145 -

E. coli

(NMP/100mL) 23,0 4,0 3,1 x 10

Eficiência inativação E. coli (%)

99,9258 99,9871 -

Absorbância bruta (254nm) 0,494 0,481 0,494

Absorbância filtrada (254nm) 0,282 0,296 0,282

DQO (mg/L) 162,00 348,00 167,00

ST (mg/L) 388,00 384,50 365,50

SST (mg/L) 52,77 52,67 56,73

SDT (mg/L) 334,00 316,00 339,00

Alcalinidade (mg/L) 166,75 168,50 174,00

pH 7,85 7,90 7,61

Na 2ª bateria, o efluente coletado em 05/07/2004 também foi submetido a 2 ensaios de

desinfecção utilizando 6 lâmpadas ligadas durante dois tempos de irradiação diferentes (30

segundos e 120 segundos), como pode ser visto na tabela 6.15.

Tabela 6.15.

Resultados dos ensaios de desinfecção com amostras de esgoto da ETE-Araraquara coletadas

em 05/07/2004 utilizando radiação ultravioleta (2ª bateria).

Variáveis UV Efluente

Dose recebida (mWs/cm

) 31,54 126,18

Colif. Totais (NMP/100mL) > 2419,2 > 2419,2 2,613 x 10

E. coli

(NMP/100mL) 2419,2 72,3 1,89 x 10

Eficiência inativação E. coli

(%)

98,7200 99,9617 -

Absorbância bruta (254nm) 0,579 0,582 0,574

Absorbância filtrada (254nm) 0,332 0,330 0,328

DQO (mg/L) 191,00 329,00 199,00

ST (mg/L) 389,50 384,00 377,00

SST (mg/L) 90,33 81,80 101,33

SDT (mg/L) 286,00 307,00 279,00

Alcalinidade (mg/L) 111,25 112,50 100,00

pH 7,57 7,59 7,42

Finalmente, na 3ª bateria foi realizado apenas um ensaio de desinfecção com amostra do

efluente coletado em 17/11/2004. O ensaio foi conduzido com 6 lâmpadas ligadas durante o tempo

de 120 segundos de irradiação (tabela 6.16).

100

Tabela 6.16.

Resultados dos ensaios de desinfecção com amostras de esgoto da ETE-Araraquara coletadas

em 17/11/2004 utilizando radiação ultravioleta (3ª bateria).

Variáveis UV Efluente

Dose recebida (mWs/cm

) 78,96

Colif. Totais (NMP/100mL) > 2419,2 4,884 x 10

E. coli

(NMP/100mL) 7270 1,012 x 10

Eficiência inativação E. coli (%) 99,2816 -

Absorbância bruta (254nm) 0,955 0,922

Absorbância filtrada (254nm) 0,680 0,691

DQO (mg/L) 188,00 263,00

ST (mg/L) 362,50 379,00

SST (mg/L) 76,93 81,17

SDT (mg/L) 295,20 286,00

Alcalinidade (mg/L) 168,75 170,00

pH 7,91 7,78

Pode-se observar, a partir das tabelas 6.14 a 6.16 e da figura 6.9, que quanto maior a dose

recebida, maior foi a eficiência do agente desinfetante. Como a dose recebida é dependente do

tempo de irradiação e da qualidade do efluente, pôde-se notar que quanto maior o tempo de

irradiação e melhor a qualidade do efluente (caracterizada pelas menores medidas de absorbância,

DQO e sólidos em suspensão), maior foi a eficiência da radiação UV na inativação de E. coli.

A eficiência de inativação de E. coli nas amostras que sofreram irradiação por 30 segundos

foi de 3,13 log para o efluente coletado em 26/04/2004 e de apenas 1,89 log para o efluente

coletado em 05/07/2004. Essa grande variabilidade se deve à diferença de qualidade das amostras

de esgoto. Na 1ª bateria de testes, as medidas de absorbância, DQO e sólidos foram inferiores às da

2ª bateria.

101

98,6

98,8

99,0

99,2

99,4

99,6

99,8

100,0

36,46 145,85 31,54 126,18 78,96

Dose recebida de radiação UV (mWs/cm2)

Eficiência de inativação (%)

Figura 6.9.

Porcentagem de inativação de

E. coli

em amostras de esgoto da ETE-Araraquara submetidas a

desinfecção com radiação ultravioleta.

(Obs.: Os pontos interligados representam ensaios realizados na mesma bateria, isto é com efluentes da mesma coleta).

Esse mesmo padrão foi observado para as amostras que sofreram irradiação por 120

segundos. A melhor eficiência de inativação de E. coli foi obtida na 1ª bateria (3,89 log), onde

observou-se melhor qualidade do esgoto desinfetado, enquanto que a menor eficiência foi obtida na

3ª bateria (2,14 log), onde foram verificadas as maiores medidas de DQO e sólidos no efluente.

De acordo com USEPA (1999a), concentrações de sólidos em suspensão superiores a

30mg/L tornam ineficiente a desinfecção com radiação UV quando se utilizam lâmpadas de baixa

pressão, como foi o caso neste estudo. Os sólidos em suspensão e a turbidez das águas residuárias

prejudicam a desinfecção com radiação UV, pois a agregação ou oclusão dos microorganismos na

matéria particulada impede a penetração da radiação incidente. Nesse sentido, o material em

suspensão representa uma proteção aos microorganismos.

Neste estudo, as maiores concentrações de sólidos em suspensão e de matéria orgânica no

efluente de fato afetaram o efeito de inativação do desinfetante sobre os

microorganismos

patogênicos, mas não de forma tão pronunciada, conforme relatado por USEPA (op. cit.) (figuras

6.10 e 6.11).

102

98,60

98,80

99,00

99,20

99,40

99,60

99,80

100,00

31,54 36,46 78,96 126,18 145,85

Dose recebida (mWs/cm2)

Eficiência (%)

100

110

SST (mg/L)

eficiência (%)

SST

Figura 6.10.

Relação entre as medidas de SST obtidas para as amostras de esgoto desinfetadas com radiação

UV e eficiência de inativação de

E. coli

98,60

98,80

99,00

99,20

99,40

99,60

99,80

100,00

31,54 36,46 78,96 126,18 145,85

Dose recebida (mWs/cm2)

Eficiência (%)

150

170

190

210

230

250

270

DQO

(mg/L)

eficiência (%)

DQO

Figura 6.11.

Relação entre as medidas de DQO obtidas para as amostras de esgoto desinfetadas com

radiação UV e eficiência de inativação de

E. coli

Relações semelhantes às apresentadas nas figuras 6.10 e 6.11 (maior eficiência de

desinfecção em amostras com menores medidas de sólidos em suspensão e DQO) foram

encontradas por outros autores (ALVES, 2003; CASTRO SILVA, 2001; GONÇALVES, 2003).

Mesmo assim, os referidos pesquisadores ainda demonstraram a aplicabilidade da radiação UV em

efluentes com elevados teores de sólidos suspensos (acima de 90mg/L), o que também foi

verificado neste estudo, indicando que a recomendação da literatura deve ser revista.

Outro parâmetro que pode influenciar a desinfecção com radiação UV é o pH, que afeta a

solubilidade de metais, os quais podem absorver luz ultravioleta (valores elevados de pH

103

possibilitam a precipitação de metais). Neste estudo, no entanto, não ocorreu grande variabilidade

das medidas de pH nas diferentes amostras de efluente, que mantiveram-se sempre próximas à

neutralidade.

A título de comparação, relacionaram-se os resultados deste estudo com os da pesquisa

realizada por Coletti (2003), que analisou a eficiência da desinfecção da radiação UV em amostras

de esgoto oriundas da ETE-Araraquara utilizando a mesma câmara de desinfecção.

Neste estudo, para o tempo de irradiação de 30s, foi obtida eficiência de 1,89 e 3,13 log

para D

de 2,19 e 2,53Wh/m

, respectivamente. Já para o tempo de irradiação de 120s, foi obtida

eficiência de desinfecção de 3,89 e 2,14 log para a D

de 10,13 e 5,48Wh/m

, respectivamente.

Coletti (op. cit.) verificou que a eficiência do desinfetante na inativação de E. coli variou de

2,21 log a 2,75 log para D

de 1,70 e 1,24Wh/m

, respectivamente,

em tempos de irradiação de 30s,

e de 4,09 log (99,95%) e 100% para a D

de 5,69Wh/m

e 8,62Wh/m

, respectivamente, em tempos

de irradiação de 120s.

Com relação à caracterização química das amostras de esgoto desinfetadas com diferentes

doses recebidas de UV, verificou-se certa estabilidade das medidas de pH, alcalinidade, sólidos e

absorbância em relação aos respectivos efluentes não desinfetados, o que é normal em função do

mecanismo físico de desinfecção promovido pela radiação UV.

No entanto, foram verificadas grandes alterações das medidas de DQO somente nas

amostras de efluente desinfetadas com as maiores doses de radiação UV. Nas duas primeiras

baterias, a irradiação (nas doses de 145,9 e 126,2mWs/cm

) provocou aumento da concentração de

DQO do esgoto da ordem de 108% e 65%, respectivamente; enquanto que na terceira bateria, houve

redução na concentração da DQO de 28% para a dose de 78,96mWs/cm

. A alteração dos valores

de DQO do efluente após a desinfecção com radiação UV pode ter sido ocasionada por algum erro

analítico.

Porém, cabe mencionar que Nurizzo et al. (2005) verificaram a redução da concentração de

Carbono Orgânico Total (superior a 25%) em amostras de esgoto desinfetadas com doses de

radiação UV de 70mWs/cm

, enquanto que a dose de 25mWs/cm

não provocou alteração

significativa nas medidas de COT. Os autores atribuíram esse efeito à eventual mineralização do

carbono orgânico a CO

De acordo com Nick et al. (1992) apud Nurizzo et al. (op cit.) e Otaki & Ohgaki (1994),

baixas doses de radiação UV (<50mWs/cm

) podem afetar a decomposição de compostos orgânicos

somente de forma marginal. Porém, altas doses de irradiação (>1.000mWs/cm

), podem degradar

compostos orgânicos (pesticidas, por exemplo) e gerar sub-produtos.

104

6.3.3. Desinfecção com Ozônio

Para definir as dosagens do ozônio e tempo de contato utilizados nos ensaios de desinfecção

com o esgoto oriundo da ETE-Araraquara, foi necessário quantificar a produção de ozônio gerada

pelo equipamento Qualid’or.

A figura 5.9, apresentada no item “Material e Métodos”, relaciona a produção de ozônio do

equipamento Qualid'or com sua vazão de oxigênio.

Com base na equação da curva de calibração obtida para o gerador de ozônio, foi possível

calcular as vazões de oxigênio necessárias para alcançar as doses de ozônio pré-estabelecidas.

Nesta pesquisa, foi realizada apenas uma bateria de testes com dois ensaios de desinfecção

empregando o ozônio como agente desinfetante. Esses ensaios foram conduzidos com amostras de

esgoto da ETE-Araraquara coletadas em 17/11/2004.

É importante salientar que a escolha da dose aplicada de ozônio foi dependente das

condições operacionais dos equipamentos utilizados nos experimentos, em especial do rotâmetro.

Embora a escala do rotâmetro permitisse selecionar a vazão de gás entre os limites de 0 e 400L/h,

na prática, para vazões inferiores a 15L/h, o aparelho mostrou-se pouco preciso, sofrendo oscilações

periódicas e dificultando seu ajuste.

Sendo assim, nos ensaios de desinfecção optou-se por utilizar vazões de oxigênio de 18L/h e

30L/h e tempo de contato fixado em 5 minutos. As doses aplicadas correspondentes às vazões de

oxigênio utilizadas nos dois experimentos são apresentadas na tabela 6.17. Cabe observar que as

doses efetivas de ozônio nos ensaios de desinfecção foram calculadas através da equação (5.11).

Tabela 6.17.

Características dos ensaios de desinfecção de amostras de esgoto da ETE-Araraquara

empregando ozônio.

Vazão de O

Dose aplicada

Off-gas Residual Dose efetiva

Ensaios

(L/h) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L)

1 18 43,6 12,31 1,44 29,90

2 30 66,5 19,85 1,56 45,13

Analisando a tabela 6.17, observa-se que as doses de ozônio efetivamente consumidas pelas

amostras de esgoto desinfetadas foram de 68,5% (1º ensaio) e de 67,8% (2º ensaio) em relação às

respectivas doses aplicadas, indicando que a porcentagem de ozônio absorvido não foi afetada pela

variação da vazão de oxigênio.

Monaco (2006), em seu estudo de desinfecção de esgoto sanitário oriundo de tratamento

anaeróbio em reator UASB, também verificou que cerca de 60% da dose teórica de ozônio aplicada

em seus experimentos foi efetivamente consumida. Deve-se ressaltar que a referida autora utilizou a

mesma instalação piloto e o mesmo equipamento gerador de ozônio utilizados no presente estudo.

105

Segundo a autora, a diminuição da taxa de ozônio absorvido pode estar associada principalmente às

limitações de desempenho inerentes ao sistema de desinfecção utilizado na pesquisa, tais como

configuração e dimensionamento da câmara de ozonização, por exemplo.

Na tabela 6.18, é apresentada a caracterização química e bacteriológica do esgoto submetido

aos ensaios de desinfecção com ozônio.

A partir da tabela 6.18 e figura 6.12, fica claro que a maior dose efetiva de ozônio provocou

maior inativação de coliformes totais e E. coli presentes no esgoto. Obteve-se 2,067 log de

eficiência de inativação de E. coli para a dose de 29,9mgO

/L e de 3,551 log para a dose de

45,13mgO

/L.

Sartori (2004), ao analisar o efeito do ozônio na inativação de E. coli em amostras do esgoto

sanitário proveniente da ETE-Araraquara, verificou eficiência de cerca de 3 log para concentração

efetiva de 30mgO

/L e TC de 10 min. e de 1,064 log para a concentração de 27mgO

/L e TC de

10min. Deve-se ressaltar que esses resultados foram obtidos para amostras de esgoto coletadas em

datas diferentes, o que explica a grande variabilidade da eficiência do agente desinfetante na

inativação de E. coli no referido estudo. A autora também verificou que quanto maior a dose efetiva

de ozônio e o tempo de contato, maior foi sua eficiência na inativação da bactéria.

Tabela 6.18.

Resultados dos ensaios de desinfecção com amostras de esgoto da ETE-Araraquara coletadas

em 17/11/2004 utilizando ozônio.

Variáveis Ozônio Efluente

Dose efetiva (mg/L) 29,90 45,13

Residual (mg/L) 1,44 1,56 -

Colif. Totais (NMP/100mL) 24197 4838,3 4,884 x 10

Eficiência inativação colif. (%) 99,5045 99,9009 -

E. coli

(NMP/100mL)

8664 1373,4 1,012 x 10

Eficiência inativação

E. coli

(%)

99,1439 99,9719 -

DQO (mg/L) 152 135 263

ST (mg/L) 352,5 355,5 379,0

SST (mg/L) 42,43 40,83 81,17

SDT (mg/L) 307,0 312,0 286,0

Alcalinidade (mg/L) 162,5 159,5 170

pH 7,74 7,89 7,78

106

99,0

99,1

99,2

99,3

99,4

99,5

99,6

99,7

99,8

99,9

100,0

29,9 45,13

Dose efetiva de ozônio (mg/L)

Eficiência (%)

E. coli Coliformes totais

Figura 6.12.

Porcentagem de inativação de

E. coli

e coliformes totais em amostras de esgoto da ETE-

Araraquara submetidas a desinfecção com ozônio.

Com relação às características químicas do esgoto após a desinfecção, notou-se considerável

redução da concentração de DQO (de 42% e 48%, para os ensaios 1 e 2, respectivamente) e de

sólidos em suspensão (de 47% e 50%, para os ensaios 1 e 2, respectivamente) em relação ao esgoto

não desinfetado, indicando que parte do agente desinfetante foi consumida na oxidação do material

orgânico presente no esgoto, o que pode ter diminuído a eficiência das reações de inativação das

bactérias. Deve-se observar ainda que as menores concentrações de DQO e sólidos em suspensão

foram obtidas para amostras de esgoto submetidas à maior dose efetiva de ozônio.

As medidas de pH não sofreram grandes alterações após a desinfecção do esgoto, se

mantendo entre 7,7 e 7,9 unidades de pH. De acordo com Lapolli et al. (2003), a maioria dos dados

disponíveis na literatura indica que a eficiência da desinfecção por ozônio é pouco afetada na faixa

de pH dos efluentes domésticos, isto é, entre 6 e 8.

As concentrações de alcalinidade do esgoto após a desinfecção sofreram um pequeno

decréscimo em relação ao esgoto não desinfetado; porém, suas medidas permaneceram elevadas.

Segundo Langlais et al. (1991), concentrações relativamente elevadas de alcalinidade inibem o

desenvolvimento das reações radicalares não-seletivas (mecanismo indireto de oxidação), reduzindo

a decomposição do ozônio. Como os radicais livres HO

e hidroxilas (OH

) apresentam capacidade

de oxidação inferior a do O

altos valores de alcalinidade beneficiam o mecanismo direto ou

molecular de oxidação, resultando em maior eficiência de inativação de microorganismos.

Ademais, o principal constituinte da alcalinidade em pH na faixa de 4,4 a 8,3 são os bicarbonatos, o

quais provocam um efeito estabilizante sobre o ozônio.

107

6.3.4. Desinfecção com Cloro

Neste estudo, foi realizada apenas uma bateria de ensaios de desinfecção com hipoclorito de

sódio, sendo utilizadas amostras de esgoto oriundas da ETE-Araraquara coletadas em 17/11/2004.

Nessa bateria foram conduzidos experimentos com concentrações de cloro de 2,5 e 7,0 mg/L e

tempos de contatos de 20 e 40 minutos, conforme descrito na tabela 6.19.

Tabela 6.19.

Características dos ensaios de desinfecção de amostras de esgoto da ETE-Araraquara

empregando cloro.

Ensaios

Concentração

(mg/L)

Tempo de Contato

(min)

2,5

2 2,5 40

3 7,0 20

4 7,0 40

Na tabela 6.20, é apresentada a caracterização química e bacteriológica do esgoto submetido

aos ensaios de desinfecção com cloro.

Tabela 6.20.

Resultados dos ensaios de desinfecção com amostras de esgoto da ETE-Araraquara coletadas

em 17/11/2004 utilizando cloro.

Variáveis Cloro Efluente

Concentração (mg/L) 2,5 2,5 7,0 7,0

Tempo de Contato (min.) 20 40 20 40

Residual Livre (mg/L) 0,03648 <0,026 0,48714 0,17634 -

Residual Total (mg/L) 0,19188 <0,026 2,92692 2,41928 -

Colif. Totais (NMP/100mL) > 24.192 7.701 1,00 1,00 4,884 x 10

Eficiência inativação colif. (%) - 99,8423 99,9999 99,9999 -

E. coli

(NMP/100mL)

62 30 >1 >1 1,012 x 10

Eficiência inativação

E. coli

(%)

99,9939 99,9970 100 100 -

DQO (mg/L) 177,00 191,00 186,00 169,00 263,00

ST (mg/L) 393,50 363,50 364,50 394,00 379,00

SST (mg/L) 87,75 92,90 77,60 81,85 81,17

SDT (mg/L) 284,00 301,00 295,00 279,00 286,00

Alcalinidade (mg/L) 168,50 169,50 169,50 170,00 170,00

pH 7,65 7,61 7,73 7,66 7,78

A tabela 6.20 e a figura 6.13 mostram que a concentração de 7mg/L de cloro foi mais

eficiente na inativação de coliformes totais e E. coli do que a concentração de 2,5mgCl

/L, o que

era esperado.

A concentração de 7mgCl

/L provocou a eliminação de 100% de E. coli presente no esgoto,

independentemente do tempo de contato utilizado no ensaio de desinfecção.

108

Já para o tratamento com 2,5mg/L de cloro, o tempo de contato influenciou na eficiência de

desinfecção. O ensaio com 40 minutos de duração mostrou-se mais efetivo na remoção de

coliformes totais e E. coli (2,82 log e 4,523 log, respectivamente) do que o com 20 minutos (inferior

a 2,4 log e 4,215 log, respectivamente).

99,99

100,00

2,5 - 20' 2,5 - 40' 7,0 - 20' 7,0 - 40'

Concentrações de cloro (mg/L) e tempos de contato (min)

Eficiência - E. coli (%)

99,82

99,84

99,86

99,88

99,9

99,92

99,94

99,96

99,98

100

Eficiência - Coliformes totais

(%)

E. coli (%) Coliformes totais

Figura 6.13.

Porcentagem de inativação de E. coli e coliformes totais em amostras de esgoto da ETE-

Araraquara submetidas a desinfecção com cloro.

Razzolini (2003),

ao estudar a viabilidade da utilização dos esgotos sanitários tratados pelo

sistema de lagoas de estabilização do município de Lins (SP) na irrigação de áreas agrícolas,

observou que nas amostras de esgoto submetidas à desinfecção com hipoclorito de sódio houve

variação na densidade de coliformes totais e E. coli dependendo da dosagem e tempo de contato

aplicados, sendo encontrados alguns valores similares aos obtidos neste estudo. A autora verificou

eficiência superior a 6 log na inativação de E.coli para a concentração de 8mg/L de cloro aplicado e

TC de 30 minutos e de 2,53 log na inativação de coliformes totais para concentração de 2,1mg/L de

cloro e 12 minutos de TC.

Aisse et al. (2003) afirmam que a dosagem típica para desinfecção de efluentes de lagoas de

estabilização para obter um padrão de lançamento de 1.000NMP/100mL de coliformes fecais deve

estar entre 6 a 13mg/L de hipoclorito de sódio.

Neste estudo verificou-se que a concentração de 2,5mg/L de cloro já foi suficiente para

atingir níveis de inativação de coliformes totais e E. coli significativos. Deve-se levar em

consideração, no entanto, que o presente estudo foi realizado em escala laboratorial.

Andrade Neto et al. (2002a e 2002b) compararam a eficiência de desinfecção de efluente de

filtros anaeróbios por hipoclorito de sódio em três escalas de experimentos (escala laboratorial,

piloto e real). De acordo com os referidos autores, para atingir resultados equivalentes em termos de

109

remoção bacteriológica, nos ensaios em escala piloto e escala real foram necessárias concentrações

de cloro bem superiores às obtidas nos ensaios de laboratório. Nos ensaios em laboratório as

demandas de cloro estiveram na faixa de 2,5 a 3,0mg/L, enquanto que nos tanques de contato em

escala piloto as demandas foram da ordem de 6,0 a 7,0 mgCl

/L e em escala real a demanda foi

ainda maior. Segundo os autores, isso confirma a importância da hidrodinâmica na eficiência de

desinfecção, já que a escala de laboratório apresentava condições de mistura ótimas enquanto que as

escalas piloto e real apresentavam condições de mistura e dispersão desfavoráveis. Deve-se

considerar também outros fatores, tais como as variações de temperatura nos ensaios de campo, as

quais devem influenciar na eficiência da desinfecção por cloro.

Com relação às concentrações de cloro residual presentes nas amostras de esgoto após a

desinfecção, neste estudo foram medidos o cloro livre residual (HOCl e OCl

) e o cloro total

residual, sendo que o cloro combinado residual (monocloramina, dicloramina e tricloramina) foi

calculado a partir da diferença entre as concentrações residuais de cloro total e livre.

Neste trabalho, observou-se que a demanda de cloro (calculada pela diferença entre a

concentração inicial aplicada e a residual total) nos diferentes experimentos foi diretamente

proporcional ao aumento da concentração de cloro aplicada e inversamente proporcional ao tempo

de contato.

Para o esgoto tratado com 2,5mg/L de cloro e 40 minutos de tempo de contato, a demanda

do desinfetante foi integral (a concentração de cloro residual ficou abaixo do limite de detecção do

método utilizado para sua análise); isto é, todo o cloro aplicado foi consumido pelos vários

constituintes da água residuária (figura 6.14).

Nos outros tratamentos, observou-se que as concentrações residuais de cloro combinado

foram consideravelmente superiores aos residuais de cloro livre. Esse resultado indica que houve

elevado consumo de cloro livre ao longo dos ensaios e que o cloro aplicado nas amostras reagiu

com compostos presentes no esgoto, em especial com a amônia, formando cloraminas, as quais

apresentam poder desinfetante bem inferior ao do cloro livre. Mesmo assim, a eficiência de

desinfecção desse oxidante foi considerada elevada em todos os casos (superior a 4 log para E.

coli).

110

0,5

1,5

2,5

2,5 - 20' 2,5 - 40' 7,0 - 20' 7,0 - 40'

Concentração de cloro aplicado (mg/L) e tempo de contato

(min.)

Concentração de residual de cloro

(mg/L)

Residual Livre (mg/L) Residual Total (mg/L)

Figura 6.14.

Concentrações de cloro residual livre e total obtidas nas amostras de esgoto da ETE-Araraquara

submetidas aos ensaios de desinfecção com cloro.

Nota-se que, para a concentração de 7mg/L de cloro, os valores de cloro residual ficaram

acima de 2mg/L, indicando que a dose aplicada do cloro foi bastante superior à necessária para a

inativação das bactérias indicadoras utilizadas neste estudo, já que ao final dos ensaios a

concentração de E. coli foi nula.

Deve-se observar que os valores de cloro residual livre encontrados neste estudo ficaram

abaixo do limite máximo estabelecido para água para consumo humano no Brasil, que é de

5mgCl

/L (BRASIL, 2005).

Quanto às características químicas do esgoto após a desinfecção (tabela 6.20), notou-se

considerável redução da concentração de DQO em relação ao esgoto não desinfetado (mínima de

27% e máxima de 36%, para os ensaios 2 e 4, respectivamente), indicando que parte do agente

desinfetante foi consumida na oxidação do material orgânico presente no esgoto, o que pode ter

diminuído a eficiência das reações de inativação das bactérias.

Já com relação aos sólidos em suspensão, não observou-se uniformidade dos seus valores

após a desinfecção. Porém, não foram identificadas grandes variações em relação ao esgoto não

desinfetado.

As medidas de pH e alcalinidade sofreram pequenas reduções em suas medidas após a

desinfecção do esgoto. O pH manteve-se entre 7,61 e 7,73 e a alcalinidade entre 168,5 e 170. Deve-

se lembrar que o mecanismo de desinfecção do cloro é pH-dependente, sendo mais eficiente em

meio mais ácido, uma vez que o ácido hipocloroso (HOCl), que é o produto resultante da

dissociação do cloro na água com maior efeito germicida, não se dissocia em pH abaixo de 6,5

(DANIEL, 2001).

Além das análises das variáveis químicas acima descritas, neste estudo também foi

verificada a formação de 4 trihalometanos (clorofórmio, bromodiclorometano, dibromoclorometano

111

e bromofórmio) em amostras de esgoto no período de 24 e 48 horas após à adição do cloro nas duas

concentrações testadas (tabela 6.21 e figura 6.15).

Tabela 6.21.

Formação de trihalometanos após a aplicação de cloro nas amostras esgoto da ETE-Araraquara

coletadas em 17/11/2004.

Variáveis Cloro

Concentração (mg/L) 2,5 2,5 7 7

Tempo (h) 24 48 24 48

Clorofórmio (

g/L) 29,6 28,66 28,55 30,53

Bromodiclorometano (

g/L) 10,37 9,46 9,3 10,24

Dibromoclorometano (

g/L) <1,0 <1,0 <1,0 <1,0

Bromofórmio (

g/L) <1,0 <1,0 <1,0 <1,0

Total (

µµ

g/L) 39,97 38,12 37,85 40,77

2,5 - 24 2,5 - 48 7,0 - 24 7,0 - 48

Concentração de cloro (mg/L) e Tempo (h)

Concentração de THM (ug/L)

Clorofórmio Bromodiclorometano

Figura 6.15.

Concentrações de clorofórmio e bromodiclorometano obtidas nas amostras de esgoto da ETE-

Araraquara submetidas aos ensaios de desinfecção com cloro após 24 e 48h de exposição.

A partir da tabela 6.21 e figura 6.15, pode-se verificar que o clorofórmio foi o composto

organoclorado predominantemente detectado nas amostras de esgoto após a cloração, sendo seguido

pelo bromodiclorometano. Quanto ao dibromoclorometano e ao bromofórmio, não foi verificada a

formação desses compostos no efluente após a cloração.

Segundo Sanches et al. (2003), o clorofórmio é o mais abundante dos THMs em águas

cloradas, enquanto que os outros três são formados quando há íons brometo complexados às

substâncias húmicas.

De uma maneira geral, não foi verificada relação entre a concentração de cloro aplicada e a

formação dos THMs, uma vez que os valores obtidos variaram pouco.

Da mesma forma, também não ficou evidenciada grande variação na formação dos THMs

com o decorrer do tempo. De acordo com Santos (1988), vários fatores influenciam

112

simultaneamente na velocidade de formação de THMs, não sendo possível predizer o tempo de

reação em função da complexidade das reações envolvidas e da mistura de estruturas

desconhecidas. Souza (2006) afirma que, em algumas circunstâncias, a formação de THMs pode

completar-se em menos de 1 hora, porém, em outras ocasiões, é possível que se exijam vários dias

antes que ocorra a máxima produção desses compostos organoclorados.

De qualquer forma, aceita-se como regra geral que quanto maior a temperatura e o pH da

amostra, maior será a probabilidade de formação de THMs e mais rápida será a reação. A presença

de brometos e iodetos também favorece a formação desses compostos, assim como a maior

concentração de matéria orgânica presente no efluente.

De acordo com WEF (1996), apesar dos efluentes de sistemas de tratamento possuírem

muitos precursores da formação de THMs (tais como substâncias orgânicas, ácidos húmicos,

fúlvicos e himatomelânicos, compostos aromáticos, etc.), a quantidade desses compostos nos

esgotos clorados pode ser pequena em função da seletividade da reação com a amônia e da menor

velocidade de reação com os compostos formadores de THMs na presença de cloro livre ou

combinado.

Neste estudo, o maior valor de THM total encontrado foi de 40,77µg/L

o qual encontra-se

abaixo do padrão ambiental americano para reuso público, que foi fixado em 80µg/L (USEPA,

2001), e abaixo do padrão de potabilidade brasileiro para água para consumo humano, que é de

100

g/L de THMs (BRASIL, 2005).

Deve-se ressaltar, no entanto, que os THMs são apenas uma parcela dos subprodutos da

desinfecção por cloro, sendo indicadores da possível presença de outros compostos organoclorados

subprodutos da cloração (ácidos acéticos clorados, haloacetonitrilos, cloropicrin, clorofenóis,

cloropropanonas), os quais podem ser mais perigosos do que os próprios THMs.

Comparando todos os métodos de desinfecção estudados, pode-se considerar que, nas

condições testadas, todos os desinfetantes foram bem sucedidos na inativação de E. coli. Essa

afirmativa é verdadeira principalmente quando se considera que a desinfecção de esgotos,

diferentemente da água, não exige inativação total dos microorganismos patogênicos, podendo-se

exigir maior ou menor eficiência em função do uso a que se destina o efluente desinfetado.

Em termos gerais, para as doses e tempos de contato testados e para a mesma amostra de

efluente, verificou-se a seguinte ordem decrescente de eficiência de inativação de E. coli: cloro >

ácido peracético > ozônio > radiação UV. Resultados semelhantes também foram relatados por

outros autores.

Tyrrell et al. (1995) compararam o efeito do cloro e ozônio na inativação de bactérias e vírus

provenientes de efluentes secundários de esgoto sanitário e concluíram que o cloro é um bactericida

mais efetivo do que o ozônio, porém é um virucida menos eficiente do que o ozônio.

113

Razzolini (2003) também verificou que o ozônio foi menos efetivo do que o cloro na

remoção de E. coli e coliformes totais do esgoto sanitário tratado pelo sistema de lagoas de

estabilização do município de Lins (SP).

Já Sartori (2004), concluiu que o ácido peracético tem maior poder bactericida do que o

ozônio.

De acordo com Shaban et al (1997) apud Daniel (2001), as doses de radiação UV

necessárias para a promover a inativação de bactérias do grupo coliforme podem ser mais efetivas

do que a cloração. Deve-se ressaltar, no entanto, que a qualidade do esgoto a ser desinfetado

interfere na eficiência de desinfecção da radiação UV, o que deve ter sido verificado neste estudo.

Paraskeva & Graham (2005), ao estudar métodos de desinfecção a um efluente municipal

secundário, verificaram que o ozônio, nas doses de 7 a 10mg/L foram mais efetivos na inativação

de coliformes totais e E. coli do que a radiação UV nas doses que variaram entre 250 e 400

mWs/cm

. Os autores acreditam que, para aumentar a efetividade do UV, haveria a necessidade de

promover uma filtração do efluente anteriormente à desinfecção.

6.3.5. Avaliação ecotoxicológica do esgoto tratado após os ensaios de desinfecção

Diversas variáveis devem ser consideradas na escolha de um processo de desinfecção de

esgoto sanitário, tais como: a eficiência de desinfecção em termos de inativação de diversos

microorganismos e parasitas, relação entre dose do desinfetante requerida e características do

esgoto, custo, facilidade de manipulação, riscos à saúde dos trabalhadores, potenciais efeitos

adversos à vida aquática, etc (GONÇALVES, 2003).

Com o objetivo de responder pelo menos uma das questões acima mencionadas, este estudo

procurou agregar conhecimentos em relação ao potencial tóxico que alguns agentes desinfetantes,

quando utilizados na desinfecção de esgotos sanitários, podem provocar em organismos

representativos da biota aquática, já que não são encontrados muitos dados na literatura nacional

sobre esse assunto em específico.

Neste tópico serão descritos os resultados dos testes de toxicidade com amostras de esgoto

provenientes da ETE-Araraquara após os ensaios de desinfecção com ácido peracético, radiação

UV, ozônio e hipoclorito de sódio, utilizando D. similis, D. rerio, C. xanthus, C. silvestrii e A. cepa

como organismos-teste.

Os bioensaios foram divididos em 3 baterias. A primeira bateria de testes de toxicidade foi

realizada com amostras de esgoto coletadas em 26/04/2004, as quais foram submetidas a ensaios de

desinfecção com ácido peracético e radiação ultravioleta. A segunda bateria utilizou amostras de

esgoto coletadas em 05/07/2004, onde foram novamente realizados ensaios de desinfecção com

114

ácido peracético e radiação UV. E, por fim, a terceira bateria foi realizada com o esgoto amostrado

em 17/11/2004, o qual foi submetido a ensaios de desinfecção com ácido peracético, radiação UV,

cloro e ozônio.

6.3.5.1. Avaliação ecotoxicológica do esgoto tratado após os ensaios de desinfecção – 1ª Bateria

Para os ensaios de desinfecção com ácido peracético e radiação ultravioleta realizados com

amostras de esgoto tratado da ETE-Araraquara coletadas em 26/04/2004, os resultados dos testes de

toxicidade podem ser visualizados nas tabelas A-I.5 a A-I.10 (Anexo I).

D. similis

Nos bioensaios com D. similis (tabela A-I.5 e figura 6.16), as análises estatísticas

identificaram diferença significativa entre o controle e todos os tratamentos com ácido peracético, já

que foi observada imobilidade dos organismos superior a 50% nas concentrações de 5 e 10mg/L de

PAA e tempos de contato de 20 e 40 minutos. Os outros tratamentos (efluente não desinfetado e

efluente submetido a desinfecção por radiação ultravioleta) não causaram efeito tóxico à D. similis.

100

Controle Efluente bruto UV 36,46

mWs/cm2

UV 145,85

mWs/cm2

PAA 5mg/L a

40 min

PAA 10mg/L

a 20 min

PAA 10mg/L

a 40 min

Tratamentos

Imobilidade (%)

Figura 6.16.

Porcentagem de imobilidade de

D. similis

expostas a amostras de esgoto coletadas em

26/04/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA.

(Tratamentos em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

Nota-se que a maior concentração de PAA testada (10mg/L) no menor tempo de contato (20

minutos) provocou maior imobilidade nesse organismo (65%).

É importante observar que o teste estatístico de Kruskal-Wallis evidenciou diferença

significativa entre os experimentos com amostra de esgoto não desinfetado e amostras de esgoto

115

desinfetado com ácido peracético, o que indica que a adição do ácido peracético ao efluente, o

tornou tóxico ao Cladocera.

Também foi verificada diferença significativa entre os experimentos de desinfecção com

radiação UV e com PAA, indicando que, para D. similis, a desinfecção do efluente com a radiação

UV seria a mais adequada nas condições testadas.

D. rerio

Nos bioensaios com D. rerio foi verificada toxicidade aguda para todos os tratamentos

testados, sendo que a amostra de efluente desinfetado com radiação UV na dose recebida de 145,85

mWs/cm

causou a maior mortalidade desse organismo (80%), enquanto que a amostra de efluente

não desinfetado provocou mortalidade de 26,6% ao peixe, como pode ser observado na tabela A-I.6

e figura 6.17.

100

Controle Efluente UV 36,46

mWs/cm2

UV 145,85

mWs/cm2

PAA 5mg/L a

40 min

PAA 10mg/L

a 20 min

PAA 10mg/L

a 40 min

Tratamentos

Mortalidade (%)

Figura 6.17.

Porcentagem de mortalidade de

D. rerio

expostos a amostras de esgoto coletadas em

26/04/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA.

(Tratamentos em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

Ressalta-se que a análise estatística de comparações múltiplas entre os tratamentos

identificou diferença significativa entre o experimento com esgoto não desinfetado e os seguintes

experimentos de desinfecção: radiação UV nas doses de 36,46 e 145,85mWs/cm

e ácido peracético

na concentração de 10mg/L e 40 min. de TC. Esse resultado sugere que a toxidez do efluente ao D.

rerio foi potencializada com a adição dos referidos agentes desinfetantes.

Nota-se que a mortalidade de D. rerio nos diversos tratamentos foi inversamente

proporcional às concentrações de oxigênio dissolvido encontradas nas amostras no final dos testes.

116

Dentre os tratamentos de desinfecção com ácido peracético, o teste onde obteve-se a maior

concentração residual de PAA (0,9898mg/L) provocou maior mortalidade nesse organismo

(73,3%).

Além disso, observou-se que a desinfecção do esgoto com radiação UV na dose recebida de

145,85 mWs/cm

foi estatisticamente mais tóxica ao D. rerio do que a desinfecção com ácido

peracético na concentração de 5mg/L.

C. xanthus

Nos bioensaios com C. xanthus, não foi verificada diferença significativa entre o controle e

os diversos tratamentos (tabela A-I.7). Logo, conclui-se que a sobrevivência desse organismo não

foi prejudicada quando da sua exposição ao esgoto da ETE-Araraquara coletado em 26/04/2004,

tenha sido ele desinfetado ou não.

C. silvestrii

Com relação aos bioensaios com C. silvestrii, observou-se toxicidade aguda em todos os

tratamentos testados, com 50% de imobilidade para o efluente não desinfetado, 100% para os

tratamentos com ácido peracético e 70 e 90% para os ensaios com radiação UV (36,46 e

145,85mWs/cm

, respectivamente) (tabela A-I.8 e figura 6.18). Novamente pode-se observar

potencialização da toxidez do efluente quando o mesmo é submetido à desinfecção.

100

Controle Efluente UV 36,46

mWs/cm2

UV 145,85

mWs/cm2

PAA 5mg/L a

40 min

PAA 10mg/L

a 20 min

PAA 10mg/L

a 40 min

Tratamentos

Imobilidade (%)

Figura 6.18.

Porcentagem de imobilidade de

C. silvestrii

expostas a amostras de esgoto coletadas em

26/04/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA.

(Tratamentos em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

117

A. cepa

Para A. cepa, o teste estatístico de Dunnett identificou diferença significativa entre o

controle e todos os tratamentos, com exceção do experimento de desinfecção com 10mg/L de ácido

peracético e 20 minutos de tempo de contato (tabela A-I.9 e figura 6.19).

Verificou-se que, dentre os tratamentos de desinfecção com ácido peracético, o teste onde

obteve-se a maior concentração residual de PAA (0,9898mg/L) provocou a maior inibição do

crescimento da raiz da cebola (50,4%).

Já com relação aos diferentes agentes de desinfecção, a concentração de 10mg/L de ácido

peracético, no tempo de contato de 20 minutos, provocou toxidez significativamente menor à A.

cepa do que as amostras de esgoto desinfetadas com radiação UV.

0,5

1,5

2,5

3,5

4,5

Controle Efluente

bruto

UV 36,46

mWs/cm2

UV 145,85

mWs/cm2

PAA 5mg/L a

40 min

PAA 10mg/L

a 20 min

PAA 10mg/L

a 40 min

Tratamentos

Crescimento da raíz das cebolsas (cm)

Figura 6.19.

Média de crescimento e crescimento máximo e mínimo das raízes de

A. cepa

submetidas a

amostras de esgoto coletadas em 26/04/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA.

(Quadrados em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

As tabelas 6.22 e A-I.10 apresentam o resumo dos resultados dos testes de toxicidade

realizados com amostras do esgoto da ETE-Araraquara coletadas em 26/04/2004 antes e após os

ensaios de desinfecção.

118

Tabela 6.22.

Toxicidade do efluente da ETE-Araraquara coletado em 26/04/04 antes e após a desinfecção

com PAA e UV e eficiência de remoção de

E. coli

Mortalidade / Imobilidade (%)

Inibição de

Crescimento

(%)

Amostras

[PAA] ou Dr

Residual

de PAA

(mg/L)

Eficiência

coli (%)

similis

rerio

xanthus

silvestrii

A. Cepa

Controle

5 0 0 0 0

Efluente

0 26,6 0 50 44,1

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9226

99,812

50 33,3 0 100 28,7

PAA 10 mg/L, 20 min

0,9525

99,98

65 46,6 0 100 21,0

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9898

99,976

55 73,3 0 100 50,4

UV 36,46 mWs/cm

99,987

0 73,3 0 70 58,8

UV 145,85 mWs/cm

99,926

0 80 10 90 59,6

Dr = Dose recebida de radiação UV.

Valores em vermelho correspondem a amostras significativamente diferentes do controle (teste de Dunnett para A. cepa e de Steel

Many One Rank para os outros organismos); isto é, tóxicas.

Analisando a tabela 6.22,, pode-se observar que cada organismo-teste respondeu de forma

diferenciada à exposição aos diversos tratamentos, o que é natural, já que espécies diferentes não

são igualmente susceptíveis à mesma substância química e, muito menos, à uma mistura complexa

heterogênea.

Nota-se que o ácido peracético foi tóxico a todos os organismos-teste, com exceção de C.

xanthus, sendo que sua maior concentração aplicada, que ocasionou maior concentração residual,

provocou maior toxicidade aos organismos-teste, de uma forma geral.

Com relação à radiação UV, este agente de desinfecção causou toxicidade somente quando

os organismos-teste também sofreram efeitos deletérios ao efluente não desinfetado. Nesses casos,

seu efeito tóxico foi superior ao do ácido peracético (exceção seja feita ao teste com C. silvestrii).

Notou-se também que quando o efluente não desinfetado mostrou-se, por si só, tóxico aos

organismos-teste, sua toxidez foi potencializada com a adição dos diferentes agentes desinfetantes.

6.3.5.2. Avaliação ecotoxicológica do esgoto tratado após os ensaios de desinfecção – 2ª Bateria

Os resultados dos testes de toxicidade com amostras de esgoto tratado da ETE-Araraquara

coletadas em 05/07/2004 e submetidas a desinfecção com ácido peracético e radiação ultravioleta

podem ser visualizados nas tabelas A-I.11 a A-I.16 (Anexo I).

D. similis

Nos bioensaios com D. similis houve diferença significativa somente entre o controle e os

tratamentos com ácido peracético na concentração aplicada de 10mg/L. Foi verificada 35 e 100% de

119

imobilidade dos organismos-teste nos tempos de contato de 20 e 40 minutos, respectivamente

(figura 6.20). Nesses experimentos foram encontrados residuais de PAA de 0,8443 e 0,9823mg/L,

respectivamente. Os outros tratamentos não causaram efeito tóxico à D. similis. (tabela A-I.11).

Também foi verificado, por meio de testes estatísticos de comparações múltiplas, que houve

diferença significativa entre a amostra submetida à desinfecção com ácido peracético na

concentração de 10mg/L e tempo de contato de 40 min. e todos os outros tratamentos.

100

Controle Efluente UV 31,54

mWs/cm2

UV 126,18

mWs/cm2

PAA 5mg/L

a 20 min

PAA 5mg/L

a 40 min

PAA

10mg/L a 20

min

PAA

10mg/L a 40

min

Tratamentos

Imobilidade (%)

Figura 6.20.

Porcentagem de imobilidade de

D. similis

expostas a amostras de esgoto coletadas em

5/7/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA.

(Tratamentos em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

D. rerio

C. xanthus

Nos ensaios com D. rerio e C. xanthus, não foi evidenciada toxicidade em nenhum dos

tratamentos (tabelas A-I.12 e A-I.13, respectivamente).

C. silvestrii

Em contraposição, para C. silvestrii, novamente foi observada toxicidade aguda em todos os

experimentos, sendo verificadas porcentagens de imobilidade superiores a 90% em todos os casos

(tabela A-I.14 e figura 6.21).

120

100

Controle Efluente UV 31,54

mWs/cm2

UV 126,18

mWs/cm2

PAA 5mg/L

a 20 min

PAA 5mg/L

a 40 min

PAA 10mg/L

a 20 min

PAA 10mg/L

a 40 min

Tratamentos

Imobilidade (%)

Figura 6.21.

Porcentagem de imobilidade de

C. silvestrii

expostas a amostras de esgoto coletadas em

5/7/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA.

(Tratamentos em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

A. cepa

Nos bioensaios com A. cepa, foi verificada diferença significativa entre o controle e os

tratamentos de desinfecção com radiação UV e PAA (10mg/L 40 min. de tempo de contato) (tabela

A-I.15 e figura 6.22). No entanto, independentemente de comprovação estatística, considera-se que

houve indícios de toxicidade nos outros tratamentos, uma vez que a porcentagem de inibição do

crescimento da raiz nos outros experimentos com ácido peracético e com o efluente não desinfetado

ficou acima de 25%.

0,5

1,5

2,5

3,5

4,5

Controle Efluente

bruto

UV 31,54

mWs/cm2

UV 126,18

mWs/cm2

PAA 5mg/L

a 20 min

PAA 5mg/L

a 40 min

PAA

10mg/L a 20

min

PAA

10mg/L a 40

min

Tratamentos

Crescimento das raízes das cebolas (cm)

Figura 6.22.

Média de crescimento e crescimento máximo e mínimo das raízes de

A. cepa

submetidas a

amostras de esgoto coletadas em 05/07/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA.

(Quadrados em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

121

As tabelas 6.23 e A-I.16 apresentam o resumo dos resultados dos testes de toxicidade

realizados com amostras do esgoto da ETE-Araraquara coletadas em 05/07/2004 antes e após os

ensaios de desinfecção.

Nessa bateria de testes de toxicidade, o efluente não desinfetado provocou efeito deletério

apenas a C. silvestrii, tendo sido verificado indícios de toxicidade à A. cepa. Como conseqüência, as

desinfecções do efluente com ácido peracético e radiação UV não causaram toxicidade à D. rerio e

os experimentos com 5mg/L de ácido peracético não se mostraram tóxicos à D. similis,

diferentemente do que foi observado nos bioensaios realizados na 1ª bateria, com amostras de

esgoto coletadas em 26/04/2004.

Tabela 6.23.

Toxicidade do efluente da ETE-Araraquara coletado em 05/07/04 antes e após a desinfecção

com PAA e UV e eficiência de remoção de

E. coli

Mortalidade / Imobilidade (%)

Inibição de

Crescimento

(%)

Amostras [PAA] ou Dr

Residual

de PAA

(mg/L)

Eficiência

E. coli (%)

similis

rerio

xanthus

silvestrii

A. Cepa

Controle

0 0 10 0 0,0

Efluente

0 0 0 100 27,3

PAA 5 mg/L, 20 min. 0,8667 99,901

0 0 10 90 25,0

PAA 5 mg/L, 40 min. 0,9040 99,859

0 6,66 10 100 29,4

PAA 10 mg/L, 20 min

0,8443 99,999

35 6,66 10 90 29,1

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9823 99,762

100 0 0 90 37,2

UV 31,54 mWs/cm

98,720

10 0 0 90 34,6

UV 126,18 mWs/cm

99,962

0 0 10 100 44,5

Dr = Dose recebida de radiação UV.

Valores em vermelho correspondem a amostras significativamente diferentes do controle (teste de Dunnett para A. cepa e de Steel

Many One Rank para os outros organismos); isto é, tóxicas.

Valores em

azul correspondem a amostras onde houve indícios de toxicidade.

Novamente, notou-se potencialização da toxicidade do efluente com a adição dos agentes

desinfetantes. Esse fato pôde ser observado nos ensaios com A. cepa, onde houve indícios de

toxicidade quando esse organismo foi exposto ao efluente não desinfetado e toxicidade quando

houve exposição ao efluente desinfetado com ácido peracético (10mg/L em 40 minutos de tempo de

contato) e com radiação UV.

6.3.5.3. Avaliação ecotoxicológica do esgoto tratado após os ensaios de desinfecção – 3ª Bateria

Os resultados dos testes de toxicidade com amostras de esgoto tratado da ETE-Araraquara

coletadas em 17/11/2004 e submetidas a desinfecção com ácido peracético, radiação UV, ozônio e

cloro podem ser visualizados nas tabelas A-I.17 a A-I.22 (Anexo I).

122

D. similis

Para D. similis foi verificada toxicidade somente quando o efluente foi desinfetado com

ozônio e cloro. Os outros tratamentos não causaram efeito tóxico à D. similis. (tabela A-I.17 e

figura 6.23).

Houve imobilidade de 60 e 80% dos organismos expostos ao efluente desinfetado com dose

efetiva de ozônio de 29,9 e 45,15mg/L, respectivamente. Ressalta-se que as concentrações residuais

de ozônio nesses experimentos foram de 1,44 e 1,56mgO

/L.

Já o cloro provocou 100% de imobilidade aos organismos-teste nas primeiras 24 horas de

exposição para os tratamentos com concentrações de 7mg/L (tempos de contato de 20 e 40min.) e

2,5mg/L (20 min. de tempo de contato). Para a concentração de 2,5mg/L e 40 min. de tempo de

contato, foi verificada 85% de imobilidade nas primeiras 24 horas de exposição, sendo que nas

últimas 24 horas de teste, não foi evidenciado mais nenhum efeito tóxico aos organismos

remanescentes. Considerando que a maior porcentagem de imobilidade coincidiu com as maiores

concentrações residuais de cloro (livre e total) encontradas ao final dos ensaios de desinfecção,

atribui-se a esses residuais o efeito deletério causado aos cladocera.

100

V 7

/L 4

7,0

g/L 2

7,0 mg/L 40'

Tratamentos

Imobilidade (%)

Figura 6.23.

Porcentagem de imobilidade de

D. similis

expostas a amostras de esgoto coletadas em

17/11/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA, ozônio e cloro.

(Tratamentos em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

123

O teste estatístico de Kruskal-Wallis evidenciou diferença significativa entre a amostra de

efluente não desinfetada e os tratamentos com ozônio e cloro. Esse resultado indica que a adição

desses agentes desinfetantes ao efluente, o tornou tóxico ao cladocera.

Os experimentos de desinfecção com ozônio e cloro também foram significativamente mais

tóxicos à D. similis do que os experimentos com radiação UV e com PAA. Nesse sentido, para esse

organismo, a desinfecção do efluente com radiação UV ou com PAA, nas doses ou concentrações

testadas, seria o mais indicado nesse momento.

Ainda com relação aos bioensaios com D. similis, foi verificada diferença significativa entre

o tratamento com ozônio na dose de 29,9mgO

/L e os experimentos com cloro (7,0mg/L a 20 e 40

min. e 2,5mg/L a 20 min.).

D. rerio

Nos bioensaios com D. rerio, observou-se indícios de toxicidade para o efluente não

desinfetado e toxicidade aguda (comprovada por testes estatísticos) para todos os outros tratamentos

(tabela A-I.18 e figura 6.24). A mortalidade desse organismo foi superior a 50% nos experimentos

com os desinfetantes, atingindo 100% em todos os tratamentos com cloro.

100

trole

Efluente

AA 5mg/

0 mi

UV 7

l 2

l 7

Tratamentos

Mortalidade (%)

Figura 6.24

. Porcentagem de mortalidade de

D. rerio

expostos a amostras de esgoto coletadas em

17/11/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA, ozônio e cloro.

(Tratamentos em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

Cumpre ressaltar que em todos os bioensaios com cloro foi observada mortalidade total dos

organismos nas primeiras 24 horas de teste, o que não ocorreu para os outros desinfetantes.

124

Verificou-se diferença significativa de toxicidade entre o esgoto não desinfetado e todos os

outros tratamentos, com exceção da desinfecção com ácido peracético e ozônio (na dose de

45,15mg/L). Esse resultado novamente demonstra que quando o efluente, por si só, já causa efeito

deletério a um organismo-teste, sua toxicidade é potencializada com a adição de desinfetantes.

Os experimentos de desinfecção com cloro também foram significativamente mais tóxicos à

D. rerio do que os experimentos com ozônio (45,15mg/L) e ácido peracético.

C. xanthus

Para C. xanthus, pela primeira vez no estudo foi verificada diferença significativa entre o

controle e os tratamentos. As amostras de efluente desinfetadas com cloro na concentração de

7mg/L se mostraram tóxicas a esse organismo, causando mortalidade de 90 e 50% para os tempos

de contato de 20 e 40 minutos, respectivamente. Os outros tratamentos não causaram efeito tóxico à

esse organismo. (tabela A-I.19 e figura 6.25).

Também foi evidenciada diferença de toxicidade entre os experimentos com 7mg/L de cloro

e todos os outros tratamentos.

100

trole

Efluente

AA 5

0 mi

UV 7

,96

s/cm

l 2

g/L

7,0 mg/L

40'

Tratamentos

Mortalidade (%)

Figura 6.25.

Porcentagem de mortalidade de

C. xanthus

expostos a amostras de esgoto coletadas em

17/11/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA, ozônio e cloro.

(Tratamentos em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

125

C. silvestrii

Para C. silvestrii, mais uma vez foi observada toxicidade aguda em todos os experimentos

(tabela A-I.20 e figura 6.26). Deve-se salientar que, da mesma forma como ocorreu para D. similis e

D. rerio, as diferentes concentrações de cloro provocaram 100% de imobilidade a C. silvestrii nas

primeiras 24 horas de teste, o que não foi verificado nos outros tratamentos.

100

Con

trole

Eflu

PAA

min

8,96 mWs/cm

,5 mg/L 20'

40'

7,0

L 4

Tratamentos

Imobilidade (%)

Figura 6.26.

Porcentagem de imobilidade de

C. silvestrii

expostas a amostras de esgoto coletadas em

17/11/2004 antes e após desinfecção com UV e PAA, ozônio e cloro.

(Tratamentos em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

A. cepa

Nos bioensaios com A. cepa, apenas foi identificada diferença significativa entre o controle

e o cloro na concentração de 7,0mgCl

/L e 20 min. de tempo de contato (tabela A-I.21 e figura

6.27). No entanto, independentemente de comprovação estatística, considera-se que houve indícios

de toxicidade no tratamento com 7,0mgCl

/L e 40 min. de tempo de contato, uma vez que a

porcentagem de inibição do crescimento da raiz nesse experimento foi de 24,8%.

126

0,5

1,5

2,5

3,5

4,5

Tratamentos

Crescimento das raízes das cebolas (cm)

Figura 6.27.

Média de crescimento e crescimento máximo e mínimo das raízes de

A. cepa

submetidas a

amostras de esgoto coletadas em 17/11/2004 antes e após desinfecção com UV, PAA, ozônio e cloro.

(Quadrados em vermelho indicam valores significativamente diferentes do controle).

Outro efeito observado ao final dos bioensaios com os referidos tratamentos, foi o

enturgescimento e torção das raízes das cebolas (em forma de ganchos) (figura 6.28), bem como o

bifurcamento e quebra dos meristemas das raízes. Segundo Fiskesjö (1993), a manifestação desses

efeitos morfológicos macroscópicos é indício de citotoxicidade.

Monarca et al. (2000) observou essas mesmas modificações morfológicas nas raízes da

cebola quando expôs A. cepa à um efluente sanitário desinfetado com dióxido de cloro na

concentração de 1,5mg/L.

Nota-se que para os outros tratamentos (com exceção do ácido peracético e do ozônio na

dose de 45,15mg/L) houve estímulo do crescimento da raiz em relação ao controle, indicando que

as amostras tornaram-se nutritivas a esse organismo.

Deve-se levar em consideração que A. cepa é um vegetal terrestre e, assim sendo, possui

características e necessidades nutricionais distintas dos outros organismos utilizados neste estudo, o

que pode justificar o seu melhor desenvolvimento em amostras mais ricas em matéria orgânica, por

exemplo, do que a água utilizada no controle (água de cultivo dos cladocera).

Monarca et al. (op cit.) também verificou um maior crescimento da raiz da cebola quando

expôs A. cepa à um efluente sanitário desinfetado com ácido peracético (1mg/L), ozônio (3mg/L) e

radiação UV.

127

Figura 6.28.

Bioensaios com

A. cepa

Na figura maior,

os dois bulbos de cebola à esquerda representam indivíduos do controle, enquanto que os dois

bulbos à direita representam indivíduos expostos à 7mgCl

/L. A figura menor mostra a torção da raiz da cebola exposta

a 7mgCl

/L.

As tabelas 6.24 e A-I.22 apresentam o resumo dos resultados dos testes de toxicidade

realizados com amostras do esgoto da ETE-Araraquara coletadas em 17/11/2004 antes e após os

ensaios de desinfecção.

Tabela 6.24.

Toxicidade do efluente da ETE-Araraquara coletado em 17/11/2004 antes e após a desinfecção

com PAA e UV e eficiência de remoção de

E. coli

Mortalidade / Imobilidade (%)

Inibição de

Crescimento

(%)

Amostras

[ ] ou De ou Dr

Residua

l Livre

(mg/L)

Residual

Total

(mg/L)

Eficiência

E. coli (%)

similis

rerio

xanthus

silvestrii

A. Cepa

Controle

0,5 6,66 10 0 0,0

Efluente

0 20,0 10 60 -16,1

PAA 5 mg/L, 20 min. 0,8257 99,992

0 46,66

10 90 8,7

UV 78,96 mWs/cm

99,282

0 73,3 10 90 -13,9

Ozônio 29,9 mg//L 1,44 99,144

60 86,6 0 100 -33,0

Ozônio 45,15 mg//L 1,56 99,972

80 53,33

0 100 0,0

Cloro 2,5 mg/L, 20 min.

0,0365

0,1919 99,994

100 100 10 100 -32,6

Cloro 2,5 mg/L, 40 min.

<0,026

<0,026 99,997

85 100 0 100 -30,9

Cloro 7,0 mg/L, 20 min.

0,4871

2,9269 100

100 100 90 100 45,7

Cloro 7,0 mg/L, 40 min.

0,1763

2,4193 100

100 100 50 100 24,8

De = Dose efetiva de Ozônio.

Dr = Dose recebida de radiação UV.

Valores em vermelho correspondem a amostras significativamente diferentes do controle (teste de Dunnett para A. cepa e de Steel

Many One Rank para os outros organismos); isto é, tóxicas.

Valores em

azul correspondem a amostras onde houve indícios de toxicidade.

Nesta última bateria de bioensaios foi possível comparar o potencial tóxico dos quatro

agentes desinfetantes a diferentes organismos-teste.

128

De uma maneira geral, para as condições experimentais estudadas, o cloro foi considerado o

desinfetante mais tóxico aos organismos-alvo, sendo seguido pelo ozônio, ácido peracético e

radiação UV.

O cloro, na maior concentração testada, foi tóxico a todos os organismos-teste, inclusive a

C. xanthus, que é uma espécie bentônica em seu estágio larval. Esse resultado demonstra que

quando essa substância é adicionada a um efluente em concentrações superiores à sua demanda, as

conseqüências podem ser desastrosas à biota do corpo hídrico receptor, podendo prejudicar

inclusive o bentos.

Ressalta-se que mesmo a menor concentração de cloro estudada (2,5mg/L) proporcionou

efeito tóxico a D. similis, D. rerio e C. silvestrii superior à provocada pelos outros agentes de

desinfecção.

O cloro é um elemento extremamente reativo que reage rapidamente com substratos

orgânicos e inorgânicos. Quando o substrato orgânico é parte de um organismo vivo, a reação pode

provocar efeito tóxico, afetando a habilidade do organismo em se reproduzir ou metabolizar,

causando disfunções genéticas ou até mesmo matando o organismo (

TASK FORCE ON

WASTEWATER DISINFECTION, 1996).

Esses efeitos foram verificados no presente estudo.

Em um trabalho realizado pela Universidade Federal de Santa Catarina, foi observada

toxicidade aguda para Daphnia magna e Vibrio fischeri expostos a efluentes de lagoas de

estabilização desinfetados com dióxido de cloro, indicando que seu lançamento em corpos hídricos

receptores pode provocar impactos negativos à biota local (AISSE et al., 2003).

Schifino & De Luca (2003) apud

AISSE et al. (op. cit.) analisaram a toxicidade de quatro

efluentes biologicamente tratados, antes e após cloração e descloração, sobre a sobrevivência de

alevinos de Tilapia nilotica. Os autores verificaram que os efluentes não desinfetados já eram

tóxicos ao organismo-teste, sendo que a cloração, em todos os casos, potencializou esse efeito. Já a

descloração, em alguns casos provocou a redução da toxicidade dos esgotos.

De Luca & Cardoso (2004) também verificaram o potencial tóxico de efluentes municipais,

desinfetados ou não com hipocloração seguido de descloração, em Pimephales promelas. Foram

testadas duas concentrações de hipoclorito de sódio (6 e 13mg/L) em três ETEs distintas. De acordo

com os autores, os esgotos não desinfetados já apresentavam toxicidade aguda ao peixe, sendo

mantido esse efeito nos experimentos com desinfecção. Em um dos testes, no entanto, observou-se

diminuição da toxidez do efluente após a desinfecção com 6mg/L do oxidante, sugerindo “alguma

forma de limpeza dos compostos ou sinergismo do efluente”.

Com relação ao ozônio, de uma maneira geral, pode-se considerar que esse agente oxidante

foi o segundo desinfetante mais tóxico aos organismos testados. As duas doses efetivas de ozônio

estudadas provocaram toxicidade aguda em D. similis, D. rerio e C. silvestrii.

129

De acordo com Lapolli et al. (2003), a toxicidade a organismos aquáticos causada pela

ozonização de efluentes domésticos está associada aos subprodutos da desinfecção e não ao ozônio

propriamente dito, uma vez que o ozônio não promove a formação de residual ativo persistente,

pois é bastante volátil e decai espontaneamente a oxigênio em curto período de tempo. Na presença

de materiais oxidantes na solução (como é o caso de esgoto doméstico), sua meia vida é bastante

reduzida.

Xu et al. (2002), utilizando testes com Microtox

, não verificaram toxicidade em efluentes

domésticos (de nível secundário e terciário) desinfetados por ozônio nas doses efetivas que

variaram entre 5 e 30mg/L. Segundo os autores, a presença de toxicidade após a ozonização

geralmente está relacionada com a presença de esgoto industrial.

De forma semelhante, Paraskeva & Graham (2005), ao aplicar doses efetivas de ozônio de 2

a 10mg/L em um efluente secundário de esgoto doméstico também não verificaram efeitos tóxicos

nos testes com Microtox

Já Sartori (2004) observou toxicidade aguda para D. similis exposta ao efluente da ETE-

Araraquara desinfetado por ozônio na dose de 28mg/L (40% de imobilidade). No presente estudo, a

porcentagem de imobilidade de D. similis exposta a 29,9mg/L de ozônio foi de 60%.

Quanto ao ácido peracético, nos ensaios ora realizados, pode-se considerar que o tratamento

com a maior concentração (10mg/L) e tempo de contato (40 min.) provocou toxicidade mais

pronunciada aos organismos-teste D. similis, C. silvestrii, D. rerio e A. cepa. Também foi verificado

que a menor concentração testada de PAA (5mg/L) foi deletéria aos referidos organismos-alvo

quando suas concentrações residuais foram maiores, isto é, quando a demanda de PAA pelo

efluente foi menor, o que ocorreu nas amostras coletadas em 26/04/2004.

O mecanismo de ação do ácido peracético se dá através da oxidação da membrana celular

externa dos organismos, alterando suas funções osmóticas e impedindo sua atividade normal.

Dentro da célula, o PAA pode oxidar enzimas essenciais, rompendo ligações sulfídricas e sulfúricas

nas mesmas e degradar purinas, piridinas e nucleotídeos, provocando alterações bioquímicas e

podendo levar à morte (JOLIVET-GOUGEON et al., 1996).

Os subprodutos formados pelo ácido peracético não são reconhecidos como tóxicos, uma

vez que seu residual decompõe-se na água em: oxigênio, ácido acético e peróxido de hidrogênio.

Sendo assim, a toxicidade a organismos aquáticos causada pela desinfecção de efluentes domésticos

por esse oxidante está associada ao seu residual. Logo, para minimizar o efeito tóxico que a

desinfecção de esgotos com PAA pode provocar na biota dos corpos hídricos receptores, a sua

concentração aplicada não deve ultrapassar em muito a demanda do efluente por esse oxidante. Isso

foi verificado no presente estudo.

130

Outros estudos realizados no Brasil verificaram toxicidade para esgotos desinfetados com ácido

peracético.

Gasi et al. (1995), observaram toxicidade aguda para todos os organismos-alvo utilizados

(Daphnia similis, Danio rerio e Photobacterium phosphorium), sendo evidenciada uma relação

direta entre a concentração aplicada de PAA (3 a 5mg/L) e o aumento da sua toxidez.

Sartori (2004), por sua vez, verificou toxicidade aguda para D. similis exposta ao efluente da

ETE-Araraquara desinfetado por ácido peracético nas concentrações de 5 e 15mg/L (35 e 100% de

imobilidade, respectivamente). Novamente foi evidenciada uma relação direta entre a concentração

aplicada de PAA e o aumento da toxidez.

Com relação à radiação UV, nas condições experimentais ora estudadas, este agente de

desinfecção causou toxicidade somente para os organismos-teste que também sofreram efeitos

deletérios ao efluente não desinfetado. Nesses casos, seu efeito tóxico foi superior ao do ácido

peracético (exceção seja feita ao teste com C. silvestrii).

Acredita-se que a desinfecção com UV, por ser um processo físico, é ambientalmente

segura, pois não forma subprodutos nem apresenta residual. No entanto, compostos que absorvem a

radiação ultravioleta e apresentam alto rendimento quântico de fotólise têm alto potencial para se

fotodegradar, podendo, inclusive, se transformar em compostos mais tóxicos do que os originais

(efeito de foto-ativação).

Matthews et al. (1991) e Kopecky et al. (1992) observaram que vários compostos orgânicos,

especialmente aqueles que contêm estruturas em anéis, como fenóis, benzenos e pirimidinas

(compostos heterocíclicos nitrogenados) podem absorver radiação UV a 254nm (comprimento de

onda da radiação emitida pelas lâmpadas de mercúrio utilizadas na desinfecção de água e esgoto),

reagindo diretamente ou indiretamente. Na reação direta, uma molécula (à base de aminas ou fenol)

pode ser modificada quimicamente via absorção direta de radiação UV. Já na reação indireta, a

radiação é absorvida por espécies químicas foto-sensíveis (tais como íons nitrito/nitrato e

compostos húmicos), produzindo radicais capazes de reagir com outras substâncias orgânicas.

Gjessing & Källqvist (1991) conduziram experimentos de desinfecção com radiação UV em

água superficial contendo substâncias húmicas. Os resultados mostraram que a irradiação provocou

alterações na composição química da água (acidificação) e inibição do crescimento da alga

Selenastrum capricornutum conforme houve o incremento da dose aplicada. De acordo com os

autores, esse resultado pode ser explicado pelas interações fóton-iniciadas de substâncias húmicas e

outras substâncias químicas presentes água, resultando na formação de reagentes oxidantes, tais

como os radicais OH

; estes, por sua vez, oxidaram a matéria orgânica por abstração de hidrogênio.

Paraskeva & Graham (2005) estudaram o efeito da radiação UV em um efluente secundário

de esgoto doméstico. Nas doses testadas, as quais variaram entre 8,0 a 500mWs/cm

, não foram

131

verificados efeitos tóxicos para o método utilizado (Microtox

). Deve-se ressaltar, no entanto, que o

efluente não desinfetado não provocou toxicidade ao organismo utilizado.

Para D. similis, neste estudo foi observada a seguinte ordem decrescente de toxicidade dos

desinfetantes: cloro > ozônio > ácido peracético, sendo que a radiação UV não provocou toxicidade

em nenhum dos bioensaios realizados. Dessa forma, conclui-se que, para esse organismo, o melhor

agente desinfetante a ser utilizado seria a radiação UV, de forma a garantir a melhor qualidade do

efluente.

Para C. silvestrii, o lançamento do efluente não desinfetado no corpo hídrico receptor, por si

só já causaria impacto na sua sobrevivência. No entanto, os dados obtidos neste estudo levam a crer

que os desinfetantes provocaram potencialização do efeito tóxico do esgoto, sendo verificada a

seguinte ordem decrescente de toxicidade: cloro > ozônio > ácido peracético > radiação UV. Deve-

se lembrar que os bioensaios com C. silvestrii foram originalmente desenhados para findarem após

o período de 7 dias (teste crônico), porém, como em nenhum dos experimentos os organismos

sobreviveram após 96 horas de exposição, optou-se por apresentar os resultados obtidos no período

de 48 horas de teste.

Para D. rerio, verificaram-se duas situações distintas. Quando o efluente causou efeito

deletério a esse organismo, foi verificada a seguinte ordem decrescente de toxicidade aguda para os

tratamentos: cloro > ozônio > radiação UV > ácido peracético > efluente não desinfetado. Porém,

quando o efluente não provocou toxicidade ao peixe, a radiação UV e o ácido peracético não se

mostraram prejudiciais a esse organismo.

Deve-se considerar que os bioensaios com D. rerio foram realizados em sistema semi-

estático sem fornecimento de aeração, o que pode ter influenciado nos experimentos, em especial

nos testes com radiação UV, já que as menores concentrações de oxigênio dissolvido ao final dos

bioensaios (inferiores a 4,0mgO

/L) foram encontradas para as amostras desinfetadas com radiação

UV em que se observou toxicidade para o peixe.

Resultado similar foi encontrado por Blatchley III et al (1997), que analisaram a toxicidade

de efluentes de esgoto municipal de sete estações de tratamento antes e após a desinfecção com

cloração/descloração, ozonização e radiação UV, utilizando Ceriodaphnia dubia como organismo-

teste. Para quatro dos efluentes estudados, quando os mesmos não provocaram toxicidade ao

organismo-alvo, também não foi verificado efeito deletério em função de sua desinfecção. Porém,

quando esses efluentes apresentavam toxicidade, a desinfecção usualmente resultou em um

aumento da toxicidade, com uma tendência geral de cloração/descloração > ozonização > radiação

UV.

Para os outros três efluentes estudados pelos pesquisadores, foi verificado que quando os

mesmos não causavam toxicidade, a radiação UV também não era tóxica, porém a desinfecção com

132

cloração/descloração e ozonização se mostrava deletéria ao organismo-teste. Mas, quando os

efluentes apresentavam toxicidade, a cloração/descloração e ozonização provocavam um leve

aumento da mortalidade de C. dubia e a irradiação UV provocava a maior porcentagem de

mortalidade encontrada. Deve-se ressaltar que esses efluentes eram compostos não somente de

esgoto doméstico, mas também de esgoto industrial.

Os bioensaios com A. cepa seguiram o mesmo comportamento dos testes com D. rerio,

considerando os desinfetantes ácido peracético e radiação UV. Quando o efluente mostrou-se

tóxico, foi verificada a seguinte ordem decrescente de toxicidade para os desinfetantes: radiação UV

> ácido peracético. Porém, quando o efluente não provocou efeito adverso à cebola, a radiação UV

e o ácido peracético também não se mostraram tóxicos a esse organismo.

O cloro, na maior concentração estudada, certamente provocou os maiores efeitos adversos

à cebola, uma vez que, além de ter sido verificada grande porcentagem de inibição do crescimento

de sua raiz nesse tratamento, foram identificadas alterações morfológicas nas raízes (torções em

forma de gancho, enturgescimento, bifurcamento e quebra dos meristemas), as quais indicam efeito

citotóxico.

Já o ozônio (nas doses testadas) e o cloro (na concentração de 2,5mg/L) não prejudicaram o

crescimento da raiz da cebola.

Monarca et al. (2000) estudaram a influência dos desinfetantes ozônio (2,5 e 3mg/L), ácido

peracético (1mg/L), radiação UV (I

de 5,6 a 9,7mW/cm

e tempos de contato de 4 a 11s.) e dióxido

de cloro (1,2 e 1,5mg/L) na formação de compostos mutagênicos e tóxicos em águas residuárias

urbanas. Para avaliar a mutagenicidade dos tratamentos, foi usado o teste de Ames com Salmonella

typhimurium; para detectar danos no DNA, foram usados os testes de genotoxicidade (testes de

micronúcleo) com as plantas Allium cepa e Tradescantia; e para verificar o efeito tóxico das

amostras, foi empregada a bactéria marinha Vibrio fischeri em ensaios de bioluminescência.

Os autores verificaram a seguinte ordem decrescente de mutagenicidade nos tratamentos:

dióxido de cloro > ozônio > ácido peracético, sendo que para a radiação UV e para o esgoto não

desinfetado não foi identificado esse efeito deletério a partir do teste de Ames. Para as plantas, foi

observado efeito genotóxico apenas para o ácido peracético no teste com A. cepa. Já para V.

fischeri, foi evidenciada a seguinte ordem decrescente de toxicidade nos tratamentos: dióxido de

cloro > ozônio > ácido peracético > efluente não desinfetado > radiação UV. Cabe observar que

quando foi identificada toxicidade para a S. typhimurium na amostra de esgoto não desinfetada,

todos os outros tratamentos de desinfecção também se mostraram tóxicos a essa bactéria, inclusive

a radiação UV.

133

6.4. Bioensaios de Toxicidade com Cloro, Ácido Peracético e Radiação Ultravioleta

Além dos bioensaios com amostras de esgoto desinfetado, também foram realizados testes

de toxicidade com hipoclorito de sódio, ácido peracético e radiação ultravioleta, isoladamente, a fim

de avaliar a sensibilidade dos organismos-teste a diferentes concentrações (ou doses, no caso da

radiação ultravioleta) dos referidos agentes de desinfecção.

As concentrações de ácido peracético e de cloro testadas foram preparadas utilizando as

devidas proporções dos respectivos oxidantes e água de diluição. A água de diluição consistiu na

água reconstituída utilizada nos cultivos ou na manutenção dos organismos em laboratório.

Já para obter as diferentes dosagens de radiação ultravioleta, a água reconstituída foi

submetida à uma intensidade de energia radiante constante (6 lâmpadas ligadas), porém a tempos de

irradiação distintas.

Não houve possibilidade de determinar a sensibilidade dos organismos-teste ao ozônio

devido a dificuldades em estabelecer baixas dosagens desse gás na água reconstituída. Cumpre

observar que, embora a escala do rotâmetro permitisse selecionar a vazão de gás entre os limites de

0 e 400L/h, na prática, para vazões inferiores a 15L/h, o aparelho mostrou-se pouco preciso,

sofrendo oscilações periódicas e dificultando seu ajuste.

6.4.1. Bioensaios de Toxicidade com Ácido Peracético

Neste estudo foram realizados diversos testes de toxicidade para determinar a CE50 (ou

CL50) dos organismos-teste ao ácido peracético.

Inicialmente foram conduzidos ensaios preliminares com a finalidade de estabelecer a faixa

de concentração tóxica em que já se observava o efeito sobre os organismos num intervalo

delimitado pela menor concentração que causa 100% de mortalidade/imobilidade e a concentração

mais alta em que não se observa mortalidade/imobilidade dos organismos.

Posteriormente, foram realizados os ensaios definitivos com uma série de concentrações de

ácido peracético compreendidos na faixa acima mencionada.

Como resultado desses testes, foi possível calcular as CE50 ou CL50 dos diferentes

organismos-teste ao ácido peracético (tabela 6.25).

134

Tabela 6.25.

Valores das CE50 ou CL50 de cada organismo-teste obtidos a partir dos ensaios de toxicidade

com ácido peracético, seus respectivos intervalos de confiança e coeficientes de variação.

Organismo-Teste

Duração (h)

CE50 ou CL50 (mg/L)

IC (mg/L) CV (%)

D. similis

48 0,2834 NC 3,45

C. silvestrii 48 0,3713 NC 24,67

D. rerio

96 2,8259 2,72 a 2,93

C. xanthus 96 3,999 NC -

A. cepa

72 8,7851 NC -

NC = Não calculável

A partir da tabela 6.25 foi possível observar a seguinte ordem decrescente de sensibilidade

dos organismos-teste ao ácido peracético: D. similis > C. silvestrii >> D. rerio > C. xanthus > A.

cepa. Logo, o organismo mais resistente a esse oxidante foi a cebola, ao passo que os mais sensíveis

foram os cladocera.

As concentrações de ácido peracético necessárias para causar efeito tóxico agudo a 50% dos

Cladocera, nas condições de testes laboratoriais (0,28 e 0,37mgPAA/L para a D. similis e C.

silvestrii, respectivamente) foram bastante inferiores às concentrações residuais de PAA

encontradas nas amostras de efluente após as desinfecções (de 0,83 a 0,99mgPAA/L). Mesmo

assim, os cladocera se mostraram mais resistentes às amostras de esgoto desinfetado com PAA do

que às diluições desse oxidante em água reconstituída. Isso pode ser justificado pela grande

demanda de PPA existente no esgoto sanitário (em função da grande concentração de matéria

orgânica) em contraposição à baixa demanda desse oxidante na água reconstituída, o que

proporcionou a ação direta do desinfetante nos organismos-teste.

Em contrapartida, para os outros três organismos, as CE50 (ou CL50) obtidas para o ácido

peracético diluído em água reconstituída foram bastante superiores aos seus residuais encontrados

nas amostras de efluente após as desinfecções.

Para C. xanthus houve coerência entre o valor de CE50 encontrado nos testes de toxicidade

com água reconstituída e os resultados dos bioensaios com amostras de efluente desinfetados. Isto

é, os residuais de PAA no esgoto de fato estavam muito abaixo do valor necessário para causar

efeito deletério a esse organismo.

Para D. rerio e A. cepa, quando o efluente não causou toxicidade a esses organismos,

também foi verificada coerência entre o valor de CE50 encontrado nos testes de toxicidade com

água reconstituída e os resultados dos bioensaios com amostras de efluente desinfetados,

demonstrando que, de fato, as concentrações residuais encontradas no efluente se mostravam bem

135

abaixo do necessário para causar toxicidade aos organismos. Porém, quando o efluente não

desinfetado já causava efeito deletério a esses organismos, mesmo concentrações residuais de ácido

peracético bastante inferiores às respectivas CE50 (ou CL50) ocasionaram aumento da sua

toxicidade, indicando que o efeito tóxico do esgoto não foi função somente do residual de PAA

encontrado. Certamente ocorreram interações entre o efluente e o desinfetante que provocaram um

aumento da toxicidade do esgoto.

6.4.2. Bioensaios de Toxicidade com Radiação UV

Os testes de toxicidade com radiação UV foram realizados mantendo a intensidade de

energia radiante constante (6 lâmpadas ligadas) e alterando os tempos de irradiação (15, 30 e 120

segundos). Considerando que a absorbância a 254nm da água reconstituída foi de 0,015, as doses de

radiação UV recebidas foram de 78,31, 156,63 e 313,26mWs/cm

Apesar da grande amplitude das doses de UV utilizadas nos bioensaios, não foi verificada

mortalidade ou imobilidade a nenhum organismo-alvo. De fato, ao final dos testes, os organismos

mostraram-se saudáveis. Esse resultado era esperado, uma vez que a radiação UV é um método de

desinfecção físico que não apresenta residual. Ademais, devido à composição química da água

reconstituída, havia pouca probabilidade de ser observado algum efeito de foto-ativação causado

pela radiação UV nestes testes.

Considerando que nos bioensaios realizados com amostras de esgoto desinfetado com UV

este agente de desinfecção causou toxicidade somente para os organismos-teste que também

sofreram efeitos deletérios ao efluente não desinfetado e que, nesses casos, houve potencialização

da toxidez do efluente, acredita-se que isso pode ter ocorrido pela presença no esgoto de compostos

capazes de absorver a radiação UV com alto potencial para se fotodegradar. Esses compostos

podem ter sofrido foto-ativação e ter se transformado em compostos mais tóxicos do que os

originais.

6.4.3. Bioensaios de Toxicidade com Cloro

De forma análoga aos testes de toxicidade realizados com ácido peracético, foram

conduzidos bioensaios com hipoclorito de sódio com o objetivo de tentar determinar a CE50 (ou

CL50) dos organismos-alvo a esse oxidante.

Os resultados desses testes podem ser visualizados na tabela 6.26.

136

Tabela 6.26.

Valores das CE50 ou CL50 de cada organismo-teste obtidos a partir dos ensaios de toxicidade

com cloro (hipoclorito de sódio) e seus respectivos intervalos de confiança.

Organismos-teste Duração (h) CE50 ou CL50 (mg/L)

IC (mg/L)

D. similis

48 0,0245 0,02 a 0,03

C. silvestrii 48 0,0255 0,02 a 0,03

D. rerio

96 0,7491 0,59 a 0,95

C. xanthus 96 2,8286 2,48 a 3,23

A. cepa

72 5,28 NC

NC = Não calculável

Para o cloro, também foi possível verificar a mesma ordem decrescente de sensibilidade dos

organismos-teste observada para o ácido peracético, isto é: D. similis > C. silvestrii > D. rerio >>

C. xanthus > A. cepa. Logo, o organismo mais resistente ao cloro também foi a cebola, ao passo que

os mais sensíveis novamente foram os cladocera.

Comparando os testes de toxicidade realizados com os dois oxidantes (ácido peracético e

cloro) observou-se que o cloro foi mais tóxico a todos os organismos-teste do que o ácido

peracético, já que os valores das CE50 (ou CL50) foram menores para o cloro. Esse mesmo

resultado também foi observado nos bioensaios com amostras de esgoto desinfetadas com cloro e

ácido peracético, considerando os respectivos residuais encontrados após os ensaios de desinfecção.

As concentrações de cloro livre necessárias para causar efeito tóxico agudo a 50% dos

Cladocera, nas condições de testes laboratoriais (0,024 e 0,025mgCl

/L para a D. similis e C.

silvestrii, respectivamente) foram, em geral, inferiores às concentrações residuais de cloro livre

encontradas nas amostras de efluente após as desinfecções. Sendo assim, supõe-se que a toxicidade

aguda encontrada para os cladocera nesses bioensaios foi em função das concentrações residuais de

cloro encontradas nas amostras de esgoto desinfetadas.

Para os outros três organismos, as CE50 (ou CL50) obtidas para o cloro livre foram

superiores aos seus residuais encontrados nas amostras de efluente após as desinfecções.

Para D. rerio, foi observada alta toxicidade do esgoto desinfetado com cloro apesar da

concentrações residuais de cloro livre terem se mostrado inferiores à sua CL50, indicando que o

efeito tóxico do esgoto não foi função somente do residual de cloro encontrado.

Para C. xanthus e A. cepa, foi observada toxicidade do esgoto desinfetado com cloro apenas

onde foram encontradas as maiores concentrações residuais de cloro livre. Mesmo assim, os valores

de seus residuais foram inferiores às respectivas CE50 ou CL50 encontrada para os organismos

neste estudo. Certamente ocorreram interações entre o efluente e o desinfetante que provocaram um

137

aumento da toxicidade do esgoto. Deve-se lembrar que, neste estudo, foi verificada formação de

trihalometanos no efluente após sua desinfecção com cloro. Provavelmente também houve

formação de outros compostos organoclorados subprodutos da cloração (ácidos haloacéticos,

haloacetonitrilos, cloropicrin, clorofenóis, cloropropanonas e outros aromáticos clorados) que são

potencialmente cancerígenos, mutagênicos e que podem ser bioacumulados nas cadeias tróficas.

6.5. Testes de Sensibilidade a Substâncias de Referência

A sensibilidade dos organismos-teste utilizados neste estudo foi avaliada por meio de

ensaios com substâncias de referência pré-determinadas, com o objetivo de averiguar a qualidade e

homogeneidade das culturas ao longo de diferentes gerações ou provenientes de diferentes lotes.

As características gerais dos

testes de sensibilidade realizados com os organismos-teste neste

estudo foram apresentadas na tabela 5.5 (tópico 5.6.7).

As faixas de sensibilidade para cada organismo-teste foram determinadas a partir das médias

de CL50 (ou CE50) ± 2 desvios-padrão dos resultados de testes de sensibilidade pretéritos.

É importante lembrar que os limites de aceitação dos resultados devem estar compreendidos

nas faixas de sensibilidade, caso contrário, os organismos não devem ser utilizados em bioensaios

ecotoxicológicos.

Para D. similis, a faixa de sensibilidade ao dicromato de potássio, calculada a partir dos

testes de sensibilidade realizados ao longo do desenvolvimento deste estudo, foi de 0,033 a

0,065mg/L (figura 6.29).

0,056

0,0600,06

0,039

0,025

0,030

0,035

0,040

0,045

0,050

0,055

0,060

0,065

0,070

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Testes de Sensibilidade

Dicromato de Potássio (mg/L)

CE 50 24h Limite Inferior Limite superior

Figura 6.29.

Faixa de sensibilidade de

Daphnia similis

ao Dicromato de Potássio ao longo do

desenvolvimento do estudo.

138

Os valores de CE50-24h que aparecem em destaque na figura 6.29 foram obtidos em testes

de sensibilidade conduzidos nos mesmos meses em que foram realizados os bioensaios com

amostras de esgoto. Percebe-se que esses valores se encontram dentro da faixa aceitável de

sensibilidade dos organismos.

Para D. rerio, foi encontrada a faixa de sensibilidade de 109,81 a 163,31mg/L de dicromato

de potássio, conforme pode ser observado na figura 6.30.

Os valores de CL50-96h apresentados na figura 6.30 foram obtidos em testes de

sensibilidade conduzidos nos mesmos meses em que foram realizados os bioensaios com amostras

de esgoto. Percebe-se que esses valores se encontram dentro da faixa aceitável de sensibilidade dos

organismos, indicando a qualidade do ensaio ecotoxicológico.

150,0

136,5

153,4

113,6

105,0

115,0

125,0

135,0

145,0

155,0

165,0

175,0

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

Testes de Sensibilidade

Dicromato de Potássio (mg/L)

CL 50 96h Limite Superior Limite Inferior

Figura 6.30.

Faixa de sensibilidade de

Danio rerio

ao Dicromato de Potássio ao longo do desenvolvimento

do estudo.

Os resultados dos testes de sensibilidade com C. silvestrii, utilizando cloreto de sódio como

substância de referência, permitiram calcular uma faixa de sensibilidade que variou de 0,75 a

1,81g/L (figura 6.31).

139

1,3

1,1

1,3

1,8

0,4

0,6

0,8

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

2,0

0 1 2 3 4 5 6 7

Testes de Sensibilidade

Cloreto de Sódio (g/L)

CE 50 48h Limite Superior Limite Inferior

Figura 6.31.

Faixa de sensibilidade de

C. silvestrii

ao Cloreto de Sódio ao longo do desenvolvimento do

estudo.

Novamente, os valores de CE50-48h que aparecem em destaque na figura 6.31 foram

obtidos em testes de sensibilidade conduzidos nos mesmos meses em que foram realizados os

bioensaios com amostras de esgoto. Nota-se que, no teste 4, C. silvestrii se mostrou um pouco mais

resistente ao cloreto de sódio do que nos outros testes, porém, mesmo assim, sua sensibilidade

permaneceu dentro do limite aceitável.

Para C. xanthus, a faixa de sensibilidade ao cloreto de potássio obtida neste estudo foi de

2,28 a 5,52mg/L (figura 6.32).

Nota-se que os valores de CL50-96h apresentados na figura 6.32, os quais foram obtidos em

testes de sensibilidade conduzidos nos mesmos meses em que foram realizados os bioensaios com

amostras de esgoto, encontram-se compreendidos na faixa aceitável de sensibilidade dos

organismos, indicando a qualidade do ensaio ecotoxicológico.

3,54

2,66

4,14

3,88

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

5,5

6,0

0 1 2 3 4 5 6 7 8

Testes de Sensibilidade

Cloreto de Potássio (g/L)

CL 50 96h Limite Superior Limite Inferior

Figura 6.32.

Faixa de sensibilidade de

C. xanthus

ao Cloreto de Potássio ao longo do desenvolvimento do

estudo.

140

Para A. cepa, não foi possível calcular sua faixa de sensibilidade ao sulfato de cobre devido

à pequena quantidade de testes de sensibilidade realizados ao longo do estudo (apenas 3), cujos

resultados são apresentados nas tabelas 6.27, 6.28 e 6.29. No entanto, por meio de interpolação

gráfica foi possível obter as CE50-72h para todos os testes realizados. No primeiro bioensaio, foi

calculado o valor de CE50-72h de 0,48mg/L de sulfato de cobre. No segundo, o valor de CE50-72h

foi de 0,37mg/L. Já no terceiro teste, o valor encontrado de CE50-72h foi de 0,57mg/L. Esses

valores não foram considerados discrepantes e, portanto, mostraram-se aceitáveis.

Tabela 6.27.

Comprimento das raízes (cm), media

desvio padrão e porcentagem de inibição de

crescimento das raízes de

A. cepa

no 1º teste de sensibilidade utilizando CuSO

como substância de

referência.

Réplicas Controle 0,05 mg/L 0,15 mg/L 0,45 mg/L 1,35 mg/L

1 3,0 4,7 1,7 3,2 1,4

2 4,4 3,1 3,0 2,2 0,4

3 3,9 3,7 3,4 2,6 0,5

4 4,2 3,7 3,0 1,3 0,9

5 3,2 4,1 2,0 2,1 1,3

Média

3,74

0,61 3,86

0,59 2,62

0,73 2,28

0,70

0,9

0,45

Inibição (%)

- -3,2 29,9 39,0 75,9

Tabela 6.28.

Comprimento das raízes (cm), media

desvio padrão e porcentagem de inibição de

crescimento das raízes de

A. cepa

no 2º teste de sensibilidade utilizando CuSO

como substância de

referência.

Réplicas Controle 0,05 mg/L 0,15 mg/L 0,45 mg/L 1,35 mg/L

1 3,5 3,2 2,0 2,1 0,4

2 3,7 3,4 1,3 0,7 0,5

3 2,7 3,1 1,5 1,5 0,9

4 2,5 4,8 1,7 0,7 0,3

5 2,5 4,7 2,7 1,1 0,4

Média

2,98 ± 0,58 3,84 ± 0,84

1,84 ± 0,55 1,22 ± 0,59 0,5 ± 0,23

Inibição (%)

- -28,86 38,25 59,06 83,22

141

Tabela 6.29.

Comprimento das raízes (cm), media

desvio padrão e porcentagem de inibição de

crescimento das raízes de

A. cepa

no 2º teste de sensibilidade utilizando CuSO

como substância de

referência.

Réplicas Controle 0,05 mg/L 0,15 mg/L 0,45 mg/L 1,35 mg/L

1 4,5 6,0 3,5 3,3 1,2

2 4,2 5,0 2,9 1,5 1,5

3 5,1 4,7 3,3 2,7 2,0

4 3,7 6,4 3,2 1,8 1,3

5 3,5 6,1 4,7 1,6 0,5

Média

4,2 ± 0,64 5,6 ± 0,74 3,5 ± 0,69 2,2 ± 0,79 1,3 ± 0,54

Inibição (%)

0 -34,28 16,19 48,10 69,05

142

7. CONCLUSÕES E CONSIDERAÇÕES FINAIS

Considerando os resultados obtidos neste estudo, pode-se concluir que:

1. A eficiência apresentada pela ETE-Araraquara na melhoria da qualidade do efluente tratado

em relação ao afluente bruto, evidenciada por análises físicas e químicas, apesar de não

satisfatória em termos de remoção de matéria orgânica, promoveu a redução de toxicidade

do esgoto, o que foi verificado por meio de bioensaios.

2. Foi identificada variação temporal da grande maioria dos parâmetros físicos, químicos e

bacteriológicos analisados para o esgoto tratado na ETE-Araraquara, o que também

acarretou em variação de seu potencial tóxico ao longo do tempo. Essas variações, que

também já foram reportadas na literatura, ocorrem em função de alterações na eficiência do

sistema de tratamento de esgotos e/ou dos diferentes usos ao qual a água foi submetida.

3. De acordo com os bioensaios realizados com C. silvestrii, D. rerio e A. cepa, a amostra de

esgoto mais tóxica foi coletada em 26/04/2004 (2ª coleta), sendo seguida pelas amostras de

5/7/2004 (3ª coleta) e 17/11/2004 (4ª coleta) e, por último, pela amostra de 15/09/03 (1ª

coleta).

4. A toxicidade do efluente observada nas diferentes amostragens sugere que o tratamento

promovido pela ETE-Araraquara não foi suficiente para remover todos os toxicantes

presentes nas águas residuárias oriundas da cidade de Araraquara, indicando que o efluente

pode contribuir para a degradação do corpo hídrico receptor dependendo do fator de diluição

apresentado (vazão do efluente:vazão do rio). Todavia, ressalta-se que o lançamento do

esgoto in natura no Ribeirão das Cruzes provocaria um maior prejuízo para a biota local.

5. De uma maneira geral, as concentrações dos parâmetros físicos, químicos e bacteriológicos

encontradas no efluente, mantiveram-se dentro dos limites estabelecidos pelas Resoluções

do CONAMA (N° 20/86 e N° 357/2005) e pelo Decreto Estadual N° 8.468/76 para corpos

d'água de classe 4. No entanto, a concentração de amônia foi superior ao padrão de

lançamento determinado pelo Decreto Estadual N° 8.468/76 (5mg/L) nas amostragens de

15/09/2003, 26/04/2004 e 05/07/2004. O mesmo ocorreu para os valores de DBO

nas

amostras coletadas em 15/09/2003, 05/07/2004 e 17/11/2004, já que o limite máximo de

lançamento, que é de 60mg/L, foi ultrapassado.

6. Comparando todos os métodos de desinfecção estudados, pode-se considerar que, nas

condições testadas, todos os desinfetantes foram bem sucedidos na inativação de E. coli. Em

termos gerais, para as doses e tempos de contato testados e para a mesma amostra de

efluente, verificou-se a seguinte ordem decrescente de eficiência de inativação de E. coli:

cloro > ácido peracético > ozônio > radiação UV.

7. Com relação aos bioensaios de toxicidade, observou-se que cada espécie apresenta

sensibilidades e tolerâncias específicas a diferentes agentes tóxicos, o que foi evidenciado

pelas respostas diferenciadas de cada organismo-teste aos diversos tratamentos.

8. Todos os desinfetantes, nas condições experimentais testadas, foram capazes de produzir

efeitos deletérios aos organismos-teste utilizados nesta pesquisa.

143

9. De uma maneira geral, para as condições experimentais estudadas, o cloro foi considerado o

desinfetante mais tóxico aos organismos-alvo, sendo seguido pelo ozônio, ácido peracético e

radiação UV.

10. O cloro, na maior concentração testada (7mg/L), foi tóxico a todos os organismos-teste,

indicando que quando essa substância é adicionada a um efluente em concentrações

superiores à sua demanda, as conseqüências podem ser desastrosas à biota do corpo hídrico

receptor, podendo prejudicar inclusive a comunidade bentônica. Ressalta-se que mesmo a

menor concentração de cloro estudada (2,5mg/L) proporcionou efeito tóxico a D. similis, D.

rerio e C. silvestrii superior à provocada pelos outros agentes de desinfecção.

11. O ozônio, de uma maneira geral, foi o segundo desinfetante mais tóxico aos organismos

testados. As duas doses efetivas de ozônio estudadas (29,9 e 45,15mgO

/L) provocaram

toxicidade aguda em D. similis, D. rerio e C. silvestrii.

12. Quanto ao ácido peracético, pode-se considerar que o tratamento com a maior concentração

(10mg/L) e tempo de contato (40 min.) provocou toxicidade em D. similis, C. silvestrii, D.

rerio e A. cepa. Também foi verificado que a menor concentração testada de PAA (5mg/L)

foi deletéria aos referidos organismos-alvo quando suas concentrações residuais foram

maiores, isto é, quando a demanda de PAA pelo efluente foi menor, o que ocorreu nas

amostras coletadas em 26/04/2004.

13. Com relação à radiação UV, nas condições experimentais estudadas, este agente de

desinfecção causou toxicidade somente quando os organismos-teste também sofreram

efeitos deletérios ao efluente não desinfetado. Nesses casos, seu efeito tóxico foi superior ao

do ácido peracético (exceção seja feita ao teste com C. silvestrii).

14. Notou-se que quando o efluente não desinfetado mostrou-se, por si só, tóxico aos

organismos-teste, sua toxidez foi potencializada com a adição dos diferentes agentes

desinfetantes.

15. A utilização do cloro para desinfecção de efluentes de estações de tratamento de esgotos,

sem prévia descloração, deve ser revista em face da eficiência satisfatória de inativação de

bactérias proporcionada por outros agentes de desinfecção potencialmente menos tóxicos.

16. A hipótese do presente trabalho foi confirmada; isto é, todos os agentes desinfetantes ora

estudados, apesar de promoverem redução dos microorganismos patogênicos presentes no

esgoto sanitário, também podem produzir compostos tóxicos, dependendo dos precursores

existentes no efluente e das doses dos desinfetantes, apresentando, portanto, potencial para

causar problemas ambientais.

17. No Brasil, estudos de avaliação do potencial tóxico de agentes desinfetantes utilizados na

desinfecção de esgotos sanitários devem ser estimulados, já que se trata de assunto relevante

e há poucas informações disponíveis sobre o tema.

144

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ANEXO I – TABELAS

Tabela A-I.1. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras diluídas e integrais de esgoto bruto (afluente) e tratado (efluente) da ETE-

Araraquara, coletadas em 15/9/2003, utilizando D. similis como organismo-teste (48h de exposição).

Imobilidade pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L)

Amostras

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

0 0

7,5 7,9 158,9 179,0 44,0 40,0

Efluente 100%

0 0 NT

7,5 7,5 436,0 508,0 52,0 56,0

Efluente 75%

0 0 NT

7,3 7,6 422,0 430,0 52,0 52,0

Efluente 50%

1 5 NT

7,4 7,7 412,0 344,0 50,0 52,0

Efluente 25%

0 0 NT

7,4 7,6 375,0 257,0 48,0 48,0

Afluente 100%

4 20 IT

7,7 8,0 607,8 642,0 320,0 60,0

Afluente 75%

0 0 NT

7,6 7,9 584,0 557,0 305,0 58,0

Afluente 50%

0 0 NT

7,6 7,9 522,0 433,0 280,0 52,0

Afluente 25%

0 0 NT

7,5 7,8 430,0 315,0 220,0 52,0

Tabela A-I. 2. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras diluídas e integrais de esgoto bruto (afluente) e tratado (efluente) da ETE-

Araraquara, coletadas em 15/9/2003, utilizando D. rerio como organismo-teste (96h de exposição).

Mortalidade pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L)

Amostras

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle 0 0 7,5 7,9 164,0 180,0 44,0 40,0

Efluente 100%

0 0 NT

7,5 7,3 436,0 528,0 52,0 56,0

Efluente 75%

0 0 NT

7,3 7,3 422,0 439,0 52,0 52,0

Efluente 50%

0 0 NT

7,4 7,6 412,0 354,0 50,0 52,0

Efluente 25% 0 0 NT 7,4 7,7 375,0 272,0 48,0 48,0

Afluente 100%

10 100 T

7,7 7,9 607,8 768,0 320,0 70,0

Afluente 75%

10 100 T

7,6 8,0 584,0 611,0 305,0 62,0

Afluente 50%

0 0 NT

7,6 8,0 522,0 461,0 280,0 60,0

Afluente 25%

0 0 NT

7,5 7,8 430,0 340,0 220,0 56,0

NT = Não Tóxico IT = Indícios de Toxicidade T = Tóxico

157

Tabela A-I.3. Resultado do teste de toxicidade crônica com amostras diluídas e integrais de esgoto bruto (afluente) e tratado (efluente) da ETE-

Araraquara, coletadas em 15/9/2003, utilizando C. xanthus como organismo-teste (168h de exposição).

Mortalidade pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

0 0

7,80 7,47 71,2 152,3 30 32 6,6 5,9

Efluente 100%

1 10 NT

7,50 7,43 436,0 579,0 58 58 8,5 3,0

Efluente 75% 0 0 NT 7,26 7,35 422,0 454,0 58 58 6,7 3,1

Efluente 50%

0 0 NT

7,35 7,35 412,0 325,0 56 56 6,7 3,4

Efluente 25%

1 10 NT

7,38 7,35 375,0 218,0 50 38 6,9 4,0

Afluente 100%

10 100 T

7,67 7,78 607,8 846,0 320 70 2,5 0,0

Afluente 75% 7 70 T 7,60 7,66 584,0 683,0 305 68 2,8 0,6

Afluente 50%

5 50 T

7,60 7,56 522,0 494,0 280 62 3,2 2,1

Afluente 25% 0 0 NT 7,50 7,43 430,0 340,0 220 60 4,2 2,9

Tabela A-I.4. Resultado do teste de toxicidade crônica com amostras diluídas e integrais de esgoto bruto (afluente) e tratado (efluente) da ETE-

Araraquara, coletadas em 15/9/2003, utilizando C. silvestrii como organismo-teste (168h de exposição).

Imobilidade Reprodução pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras

% Média

Efeito

Tóxico *

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

0 17,6

7,80 7,50 161,3 183,2 46 42 6,8 5,6

Efluente 100%

100 0 T

7,50 7,46 436,0 606,0 58 52 8,5 5,0

Efluente 75%

90 0 T

7,26 7,55 422,0 437,0 58 54 6,3 5,0

Efluente 50% 80 0,5 T 7,35 7,67 412,0 350,0 56 52 6,4 5,2

Efluente 25%

0 6,9 T

7,38 7,68 375,0 259,0 54 48 6,6 5,5

Afluente 100%

100 0 T

7,67 8,01 607,8 780,0 320 58 2,5 0,0

Afluente 75%

80 0 T

7,60 8,06 584,0 608,0 305 50 2,8 1,2

Afluente 50% 0 3,2 T 7,60 8,02 522,0 461,0 280 48 3,2 2,1

Afluente 25% 30 11,5 NT 7,50 7,92 430,0 324,0 220 46 4,2 2,9

NT = Não Tóxico T = Tóxico

158

Tabela A-I.5. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA e radiação UV,

coletadas em 26/4/2004, utilizando D. similis como organismo-teste (48h de exposição).

Imobilidade pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras [PAA] ou Dr

Residual de

PAA (mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

1 5

7,60 7,96 186,0 203,0 44 42 7,2 7,0

Efluente

0 0 NT

7,61 8,21 613,0 534,0 52 54 6,0 6,1

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9226 10 50 T 7,63 7,67 646,0 637,0 54 56 6,7 7,0

PAA 10 mg/L, 20 min

0,9525 13 65 T 7,39 7,67 645,0 577,0 56 54 7,1 6,8

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9898

11 55 T

7,46 7,77 646,0 639,0 56 54 7,8 6,6

UV 36,46 mWs/cm

0 0 NT

7,85 8,18 608,0 561,0 52 48 7,5 6,2

UV 145,85 mWs/cm

0 0 NT 7,90 8,19 606,0 549,0 52 48 7,5 6,2

Tabela A-I.6.

Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA e radiação UV,

coletadas em 26/4/2004, utilizando D. rerio como organismo-teste (96h de exposição).

Mortalidade pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras [PAA] ou Dr

Residual de

PAA (mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle 0 0 7,60 7,53 186,0 174,1 44 42 7,2 6,7

Efluente

4 26,6 T

7,61 7,94 613,0 614,0 52 52 6,0 6,1

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9226

5 33,3 T

7,63 7,94 646,0 605,0 54 56 6,7 4,7

PAA 10 mg/L, 20 min

0,9525 7 46,6 T 7,39 7,99 645,0 585,0 56 54 7,1 4,1

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9898 11 73,3 T 7,46 7,85 646,0 605,0 56 54 7,8 3,9

UV 36,46 mWs/cm

11 73,3 T

7,85 7,79 608,0 653,0 52 46 7,5 3,8

UV 145,85 mWs/cm

12 80 T

7,90 7,92 606,0 621,0 52 46 7,5 3,6

Dr = Dose recebida de radiação UV. NT = Não Tóxico T = Tóxico

159

Tabela A-I.7. Resultado do teste de toxicidade crônica com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA e radiação

UV, coletadas em 26/4/2004, utilizando C. xanthus como organismo-teste (168h de exposição).

Mortalidade pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras [PAA] ou Dr

Residual de

PAA (mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

0 0

7,60 7,61 186,0 176,0 44 40 7,2 7,1

Efluente

0 0 NT

7,61 8,16 613,0 583,0 52 44 6,0 6,4

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9226 0 0 NT 7,63 8,31 646,0 575,0 54 40 6,7 6,8

PAA 10 mg/L, 20 min

0,9525

0 0 NT

7,39 8,36 645,0 571,0 56 44 7,1 6,0

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9898

0 0 NT

7,46 8,33 646,0 568,0 56 42 7,8 6,3

UV 36,46 mWs/cm

0 0 NT

7,85 8,22 608,0 583,0 52 46 7,5 6,8

UV 145,85 mWs/cm

1 10 NT

7,90 8,25 606,0 581,0 52 46 7,5 6,6

Tabela A-I.8. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA e radiação UV,

coletadas em 26/4/2004, utilizando C. silvestrii como organismo-teste (48h de exposição).

Imobilidade pH

Cond. (

S/cm)

Amostras [PAA] ou Dr

Residual de

PAA (mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final

Controle 0 0 7,60 7,58 186,0 175,9

Efluente 5 50 T 7,61 7,61 613,0 637,0

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9226

10 100 T

7,63 7,69 646,0 639,0

PAA 10 mg/L, 20 min

0,9525

10 100 T

7,39 7,60 645,0 577,0

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9898 10 100 T 7,46 7,86 646,0 562,0

UV 36,46 mWs/cm

7 70 T 7,85 8,42 608,0 568,0

UV 145,85 mWs/cm

9 90 T 7,90 8,45 606,0 549,0

Dr = Dose recebida de radiação UV. NT = Não Tóxico T = Tóxico

160

Tabela A-I.9. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA e radiação UV,

coletadas em 26/4/2004, utilizando A. cepa como organismo-teste (72h de exposição).

C *

Inibição **

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras [PAA] ou Dr

Residual de

PAA (mg/L)

(%) (%)

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

100,0 0

7,60 5,84 186,0 359,0 44 36 7,2 1,3

Efluente

55,9 44,1 T

7,61 6,68 613,0 606,0 52 52 6,0 0,8

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9226 71,3 28,7 T 7,63 6,53 646,0 604,0 54 54 6,7 1,0

PAA 10 mg/L, 20 min

0,9525

79,0 21,0 NT

7,39 6,53 645,0 571,0 56 52 7,1 0,6

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9898

49,6 50,4 T

7,46 6,58 646,0 590,0 56 50 7,8 0,5

UV 36,46 mWs/cm

41,2 58,8 T

7,85 6,68 608,0 615,0 52 52 7,5 0,3

UV 145,85 mWs/cm

40,4 59,6 T

7,90 6,53 606,0 607,0 52 52 7,5 0,2

* Crescimento relativo (em relação ao controle). ** Inibição do crescimento em relação ao controle.

Tabela A-I.10. Toxicidade do efluente da ETE-Araraquara coletado em 26/04/04 antes e após a desinfecção com PAA e UV e eficiência de remoção

de Escherichia coli.

Mortalidade / Imobilidade

Inibição de

Crescimento

Amostras [PAA] ou Dr

Residual de

PAA (mg/L)

Eficiência

E. coli

(%)

D. similis

D. rerio

C. xanthus

C. silvestrii

A. Cepa

Efluente NT T NT T T

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9226

99,812

T T NT T T

PAA 10 mg/L, 20 min

0,9525

99,98

T T NT T NT

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9898

99,976

T T NT T T

UV 36,46 mWs/cm

99,926

NT T NT T T

UV 145,85 mWs/cm

99,987

NT T NT T T

Dr = Dose recebida de radiação UV. NT = Não Tóxico T = Tóxico

161

Tabela A-I.11. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA e radiação

UV, coletadas em 5/7/2004, utilizando D. similis como organismo-teste (48h de exposição).

Imobilidade pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras

[PAA] ou Dr

Residual

de PAA

(mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

0 0

7,60 7,73 146,8 169,7 44 40 7,2 7,0

Efluente

0 0 NT

7,42 7,05 573,0 487,0 60 66 6,8 5,4

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,8667

0 0 NT

7,38 7,32 594,0 532,0 64 62 7,0 5,8

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9040 0 0 NT 7,34 7,33 608,0 522,0 62 66 6,6 5,9

PAA 10 mg/L, 20 min 0,8443

7 35 T

7,26 8,08 597,0 564,0 64 62 6,8 6,4

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9823

20 100 T

7,26 8,08 603,0 565,0 62 64 6,9 6,4

UV 31,54 mWs/cm

2 10 NT

7,57 7,73 575,0 532,0 58 64 6,2 5,5

UV 126,18 mWs/cm

0 0 NT 7,59 7,94 576,0 521,0 60 60 6,5 5,5

Tabela A-I.12.

Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA e radiação

UV, coletadas em 5/7/2004, utilizando D. rerio como organismo-teste (96h de exposição).

Mortalidade pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras

[PAA] ou Dr

Residual

de PAA

(mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

0 0 7,60 7,71 146,8 198,2 44 50 7,2 7,0

Efluente

0 0 NT

7,42 7,09 573,0 527,0 60 66 6,8 4,8

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,8667

0 0 NT

7,38 7,00 545,0 558,0 64 62 7,0 4,2

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9040

1 6,66 NT

7,34 7,28 549,0 557,0 62 66 6,6 4,3

PAA 10 mg/L, 20 min 0,8443 1 6,66 NT 7,26 7,87 568,0 585,0 64 62 6,8 5,7

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9823

0 0 NT

7,26 7,88 577,0 595,0 62 64 6,9 6,1

UV 31,54 mWs/cm

0 0 NT

7,57 7,73 575,0 563,0 58 64 6,2 5,3

UV 126,18 mWs/cm

0 0 NT

7,59 7,94 576,0 566,0 60 70 6,5 5,9

Dr = Dose recebida de radiação UV. NT = Não Tóxico T = Tóxico

162

Tabela A-I.13. Resultado do teste de toxicidade crônico com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA e radiação

UV, coletadas em 5/7/2004, utilizando C. xanthus como organismo-teste (168h de exposição).

Mortalidade pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras

[PAA] ou Dr

Residual

de PAA

(mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

1 10

7,60 7,35 146,8 202,0 44 46 7,2 5,9

Efluente

0 0 NT

7,42 7,57 573,0 603,0 60 60 6,8 3,4

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,8667 1 10 NT 7,38 7,90 545,0 594,0 64 66 7,0 5,1

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9040

1 10 NT

7,34 7,82 549,0 596,0 62 66 6,6 5,2

PAA 10 mg/L, 20 min 0,8443

1 10 NT

7,26 7,81 568,0 605,0 64 64 6,8 5,0

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9823

0 0 NT

7,26 7,89 577,0 599,0 62 66 6,9 5,2

UV 31,54 mWs/cm

0 0 NT

7,57 7,64 575,0 615,0 58 60 6,2 3,3

UV 126,18 mWs/cm

1 10 NT 7,59 7,61 576,0 631,0 60 60 6,5 3,7

Tabela A-I.14. Resultado do teste de toxicidade crônico com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA e radiação

UV, coletadas em 5/7/2004, utilizando C. silvestrii como organismo-teste (48h de exposição).

Imobilidade pH

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras

[PAA] ou Dr

Residual

de PAA

(mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

0 0

7,60 7,65 146,8 152,8 48 44 7,2 7,2

Efluente

10 100 T

7,42 7,07 573,0 520,0 60 60 6,8 4,8

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,8667

9 90 T

7,38 7,25 545,0 526,0 64 66 7,0 5,3

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9040 10 100 T 7,34 7,39 549,0 527,0 62 66 6,6 5,2

PAA 10 mg/L, 20 min 0,8443

9 90 T

7,26 8,11 568,0 558,0 64 64 6,8 6,4

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9823

9 90 T

7,26 8,10 577,0 558,0 62 66 6,9 6,3

UV 31,54 mWs/cm

9 90 T

7,57 7,66 575,0 562,0 58 60 6,2 3,0

UV 126,18 mWs/cm

10 100 T 7,59 7,88 576,0 562,0 60 60 6,5 5,5

Dr = Dose recebida de radiação UV. NT = Não Tóxico T = Tóxico

163

Tabela A-I.15. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA e radiação

UV, coletadas em 5/7/2004, utilizando A. cepa como organismo-teste (72h de exposição).

C *

Inibição **

Cond. (

S/cm)

Dureza (mg/L) OD (mg/L)

Amostras

[PAA] ou Dr

Residual

de PAA

(mg/L)

(%) (%)

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

100,0 0

7,60 6,50 146,8 147,4 48 44 7,2 4,5

Efluente

72,7 27,3 IT

7,42 6,97 573,0 573,0 60 64 6,8 0,8

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,8667

75,0 25,0 IT

7,38 6,62 545,0 527,0 64 66 7,0 1,2

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9040 70,6 29,4 IT 7,34 6,48 549,0 514,0 62 64 6,6 0,6

PAA 10 mg/L, 20 min 0,8443

70,9 29,1 IT

7,26 6,77 568,0 555,0 64 62 6,8 0,7

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9823

62,8 37,2 T

7,26 6,78 577,0 551,0 62 60 6,9 1,0

UV 31,54 mWs/cm

65,4 34,6 T

7,57 7,20 575,0 543,0 58 60 6,2 0,5

UV 126,18 mWs/cm

55,5 44,5 T

7,59 7,45 576,0 560,0 60 60 6,5 1,3

* Crescimento relativo (em relação ao controle). ** Inibição do crescimento em relação ao controle.

Tabela A-I.16. Toxicidade do efluente da ETE-Araraquara coletado em 5/7/04 antes e após a desinfecção com PAA e UV e eficiência de remoção de

Escherichia coli.

Mortalidade / Imobilidade

Inibição de

Crescimento

Amostras

[PAA] ou Dr

Residual

de PAA

(mg/L)

Eficiência

E. coli

(%)

D. similis

D. rerio

C. xanthus

C. silvestrii

A. Cepa

Efluente

NT NT NT T IT

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,8667 99,901

NT NT NT T IT

PAA 5 mg/L, 40 min.

0,9040 99,859

NT NT NT T IT

PAA 10 mg/L, 20 min

0,8443 99,999

T NT NT T IT

PAA 10 mg/L, 40 min.

0,9823 99,762

T NT NT T T

UV 31,54 mWs/cm

98,720

NT NT NT T T

UV 126,18 mWs/cm

99,962

NT NT NT T T

Dr = Dose recebida de radiação UV. NT = Não Tóxico IT = Indícios de Toxicidade T = Tóxico

164

Tabela A-I.17. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA, radiação UV,

Ozônio e Cloro coletadas em 17/11/2004, utilizando D. similis como organismo-teste (48h de exposição).

Imobilidade pH

Cond. (

S/cm)

OD (mg/L)

Amostras

[ ] ou De ou Dr

Residual

Livre (mg/L)

Residual

Total (mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

1 0,5

7,61 8,00 144,7 198,5 7,2 7,1

Efluente 0 0 NT 7,78 7,35 604,0 619,0 5,6 4,8

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,82568

0 0 NT

7,65 8,26 601,0 617,0 9,4 5,9

UV 78,96 mWs/cm

0 0 NT

7,91 8,26 596,0 609,0 7,1 6,2

Ozônio 29,9 mg//L 1,44

12 60 T

7,74 8,27 612,0 641,0 7,5 6,7

Ozônio 45,15 mg//L 1,56 16 80 T 7,89 8,30 614,0 659,0 7,8 6,5

Cloro 2,5 mg/L, 20 min.

0,03648 0,19188

20 100 T

7,65 8,30 617,0 617,0 7,4 6,8

Cloro 2,5 mg/L, 40 min.

<0,026 <0,026

17 85 T

7,61 8,31 617,0 617,0 7,4 7,0

Cloro 7,0 mg/L, 20 min.

0,48714 2,92692

20 100 T

7,73 8,38 631,0 631,0 7,3 7,1

Cloro 7,0 mg/L, 40 min.

0,17634 2,41928 20 100 T 7,66 8,39 629,0 629,0 7,6 7,2

Tabela A-I.18. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA, radiação UV,

Ozônio e Cloro coletadas em 17/11/2004, utilizando D. rerio como organismo-teste (96h de exposição).

Mortalidade

Cond. (

S/cm)

OD (mg/L)

Amostras

[ ] ou De ou Dr

Residual

Livre (mg/L)

Residual

Total (mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

1 6,66 7,61 7,60 144,7 198,5 7,2 5,9

Efluente

7 20,0 IT

7,78 7,84 604,0 619,0 5,6 4,2

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,82568

11 46,66 T

7,65 7,92 601,0 617,0 9,4 5,8

UV 78,96 mWs/cm

15 73,3 T

7,91 7,90 596,0 609,0 7,1 3,8

Ozônio 29,9 mg//L 1,44 13 86,6 T 7,74 7,96 612,0 641,0 7,5 5,0

Ozônio 45,15 mg//L 1,56

8 53,33 T

7,89 7,92 614,0 659,0 7,8 5,4

Cloro 2,5 mg/L, 20 min.

0,03648 0,19188

15 100 T

7,65 7,92 617,0 617,0 7,4 6,8

Cloro 2,5 mg/L, 40 min.

<0,026 <0,026

15 100 T

7,61 7,83 617,0 617,0 7,4 6,6

Cloro 7,0 mg/L, 20 min.

0,48714 2,92692 15 100 T 7,73 7,93 631,0 631,0 7,3 6,6

Cloro 7,0 mg/L, 40 min.

0,17634 2,41928

15 100 T

7,66 7,84 629,0 629,0 7,6 6,3

De = Dose efetiva de Ozônio. Dr = Dose recebida de radiação UV. NT = Não Tóxico IT = Indícios de Toxicidade T = Tóxico

165

Tabela A-I.19. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA, radiação UV,

Ozônio e Cloro coletadas em 17/11/2004, utilizando C. xanthus como organismo-teste (168h de exposição).

Mortalidade pH

Cond. (

S/cm)

OD (mg/L)

Amostras

[ ] ou De ou Dr

Residual

Livre (mg/L)

Residual

Total (mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

1 10

7,61 7,22 144,7 196,4 7,2 5,1

Efluente

1 10 NT

7,78 7,69 604,0 590,0 5,6 4,2

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,82568

1 10 NT

7,65 7,67 601,0 601,0 9,4 4,0

UV 78,96 mWs/cm

1 10 NT

7,91 7,86 596,0 627,0 7,1 4,2

Ozônio 29,9 mg//L 1,44 0 0 NT 7,74 7,82 612,0 641,0 7,5 3,7

Ozônio 45,15 mg//L 1,56

0 0 NT

7,89 7,84 614,0 648,0 7,8 4,4

Cloro 2,5 mg/L, 20 min.

0,03648 0,19188

1 10 NT

7,65 7,60 617,0 654,0 7,4 4,1

Cloro 2,5 mg/L, 40 min.

<0,026 <0,026 0 0 NT 7,61 7,62 617,0 662,0 7,4 6,0

Cloro 7,0 mg/L, 20 min.

0,48714 2,92692

9 90 T

7,73 7,49 631,0 643,0 7,3 5,9

Cloro 7,0 mg/L, 40 min.

0,17634 2,41928

5 50 T

7,66 7,79 629,0 637,0 7,6 5,5

Tabela A-I.20. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA, radiação UV,

Ozônio e Cloro coletadas em 17/11/2004, utilizando C. silvestrii como organismo-teste (48h de exposição).

Imobilidade pH

Cond. (

S/cm)

OD (mg/L)

Amostras

[ ] ou De ou Dr

Residual

Livre (mg/L)

Residual

Total (mg/L)

Total %

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

0 0

7,61 8,00 144,7 198,5 7,2 7,1

Efluente

6 60 T

7,78 7,35 604,0 619,0 5,6 4,8

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,82568

9 90 T

7,65 7,86 601,0 617,0 9,4 5,9

UV 78,96 mWs/cm

9 90 T 7,91 8,18 596,0 609,0 7,1 6,2

Ozônio 29,9 mg//L 1,44

10 100 T

7,74 8,27 612,0 641,0 7,5 6,7

Ozônio 45,15 mg//L 1,56

10 100 T

7,89 8,30 614,0 659,0 7,8 6,5

Cloro 2,5 mg/L, 20 min.

0,03648 0,19188

10 100 T

7,65 8,30 617,0 617,0 7,4 6,8

Cloro 2,5 mg/L, 40 min.

<0,026 <0,026 10 100 T 7,61 8,31 617,0 617,0 7,4 7,0

Cloro 7,0 mg/L, 20 min.

0,48714 2,92692

10 100 T

7,73 8,38 631,0 631,0 7,3 7,1

Cloro 7,0 mg/L, 40 min.

0,17634 2,41928

10 100 T

7,66 8,39 629,0 629,0 7,6 7,2

De = Dose efetiva de Ozônio. Dr = Dose recebida de radiação UV. NT = Não Tóxico T = Tóxico

166

Tabela A-I.21. Resultado do teste de toxicidade aguda com amostras de esgoto da ETE-Araraquara antes e após a desinfecção com PAA, radiação UV,

Ozônio e Cloro coletadas em 17/11/2004, utilizando A. cepa como organismo-teste (72h de exposição).

C * Inibição **

Cond. (

S/cm)

OD (mg/L)

Amostras

[ ] ou De ou Dr

Residual

Livre (mg/L)

Residual

Total (mg/L)

(%) (%)

Efeito

Tóxico

Inicial Final Inicial Final Inicial Final

Controle

100,0 0,0

7,61 7,07 144,7 161,6 7,2 4,8

Efluente 116,1 -16,1 NT 7,78 7,25 604,0 584,0 5,6 1,2

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,82568

91,3 8,7 NT

7,65 7,00 601,0 606,0 9,4 1,0

UV 78,96 mWs/cm

113,9 -13,9 NT

7,91 7,44 596,0 573,0 7,1 1,0

Ozônio 29,9 mg//L 1,44

133,0 -33,0 NT

7,74 7,45 612,0 566,0 7,5 1,4

Ozônio 45,15 mg//L 1,56 100,0 0,0 NT 7,89 7,01 614,0 588,0 7,8 2,9

Cloro 2,5 mg/L, 20 min.

0,03648 0,19188

132,6 -32,6 NT

7,65 7,19 617,0 610,0 7,4 2,8

Cloro 2,5 mg/L, 40 min.

<0,026 <0,026

130,9 -30,9 NT

7,61 7,38 617,0 613,0 7,4 2,5

Cloro 7,0 mg/L, 20 min.

0,48714 2,92692

54,3 45,7 T

7,73 7,06 631,0 650,0 7,3 3,9

Cloro 7,0 mg/L, 40 min.

0,17634 2,41928

75,2 24,8 NT

7,66 7,09 629,0 605,0 7,6 0,7

* Crescimento relativo (em relação ao controle). ** Inibição do crescimento em relação ao controle.

Tabela A-I.22. Toxicidade do efluente da ETE-Araraquara coletado em 17/11/04 antes e após a desinfecção com PAA, UV, Ozônio e Cloro e

eficiência de remoção de Escherichia coli.

Mortalidade / Imobilidade (%)

Inibição de

Crescimento

Amostras

[ ] ou De ou Dr

Residual

Livre

(mg/L)

Residual

Total

(mg/L)

Eficiência

E. coli

(%)

D. similis

D. rerio

C. xanthus

C. silvestrii

A. Cepa

Efluente

NT IT NT T NT

PAA 5 mg/L, 20 min.

0,82568 99,992

NT T NT T NT

UV 78,96 mWs/cm

99,282

NT T NT T NT

Ozônio 29,9 mg//L 1,44 99,144

T T NT T NT

Ozônio 45,15 mg//L 1,56 99,972

T T NT T NT

Cloro 1,5 mg/L, 20 min. 0,03648 0,19188 99,994

T T NT T NT

Cloro 1,5 mg/L, 40 min. <0,026 <0,026 99,997

T T NT T NT

Cloro 5 mg/L, 20 min.

0,48714 2,92692 100,000

T T T T T

Cloro 5 mg/L, 40 min.

0,17634 2,41928 100,000

T T T T IT

De = Dose efetiva de Ozônio. Dr = Dose recebida de radiação UV. NT = Não Tóxico IT = Indícios de Toxicidade T = Tóxico

167

ANEXO II – FIGURAS

Temperatura ºC

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

ºC

OD mg/L

7,0

7,2

7,4

7,6

7,8

8,0

8,2

8,4

8,6

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

Condutividade µS/cm

370

420

470

520

570

620

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

uS/cm

Dureza mg/L

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

Figura A-II.1. Variação das medidas de temperatura, oxigênio dissolvido, condutividade e dureza em amostras de esgoto tratado da ETE-Araraquara

coletadas em 15/09/03 (1ª coleta); 26/04/2004 (2ª coleta); 05/07/2004 (3ª coleta) e 17/11/2004 (4ª coleta).

171

Cloreto

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

Sulfeto

0,04

0,08

0,12

0,16

0,2

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

Sulfato

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

Silicato

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

Figura A-II.2. Variação das medidas de cloreto, sulfeto, sulfato e silicato em amostras de esgoto tratado da ETE-Araraquara coletadas em 15/09/03 (1ª

coleta); 26/04/2004 (2ª coleta); 05/07/2004 (3ª coleta) e 17/11/2004 (4ª coleta).

172

7,2

7,3

7,4

7,5

7,6

7,7

7,8

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

Alcalinidade

100

110

120

130

140

150

160

170

180

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

Absorbância

0,350

0,450

0,550

0,650

0,750

0,850

0,950

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta

Absorbância

Figura A-II.3. Variação das medidas de pH, alcalinidade e absorbância em amostras de esgoto tratado da ETE-Araraquara coletadas em 15/09/03 (1ª

coleta); 26/04/2004 (2ª coleta); 05/07/2004 (3ª coleta) e 17/11/2004 (4ª coleta).

173

COT

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

DQO

100

150

200

250

300

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

DBO

100

120

140

160

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

DQO/DBO

0,00

0,50

1,00

1,50

2,00

2,50

3,00

3,50

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

Relação DQO/DBO

Figura A-II.4. Variação das medidas de COT, DQO e DBO em amostras de esgoto tratado da ETE-Araraquara coletadas em 15/09/03 (1ª coleta);

26/04/2004 (2ª coleta); 05/07/2004 (3ª coleta) e 17/11/2004 (4ª coleta).

174

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

0,00

0,01

0,02

0,03

0,04

0,05

0,06

0,07

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

0,76

0,78

0,80

0,82

0,84

0,86

0,88

0,90

0,92

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

Figura A-II.5. Variação das medidas de metais (Ferro, Cálcio, Manganês e Magnésio) em amostras de esgoto tratado da ETE-Araraquara coletadas em

15/09/03 (1ª coleta); 26/04/2004 (2ª coleta); 05/07/2004 (3ª coleta) e 17/11/2004 (4ª coleta).

175

Sólidos Totais: Dissolvidos e em Suspensão

100

150

200

250

300

350

400

450

500

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

SDT

SST

Sólidos Totais: Fixos e Voláteis

100

150

200

250

300

350

400

450

500

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

STF

STV

Sólidos em Suspensão: Fixos e Voláteis

100

120

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

SSF

SSV

Sólidos Dissolvidos: Fixos e Voláteis

100

150

200

250

300

350

400

450

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

SDF

SDV

Figura A-II.6. Variação das medidas de sólidos totais, dissolvidos e em suspensão (fixos e voláteis) em amostras de esgoto tratado da ETE-Araraquara

coletadas em 15/09/03 (1ª coleta); 26/04/2004 (2ª coleta); 05/07/2004 (3ª coleta) e 17/11/2004 (4ª coleta).

176

Formas nitrogenadas

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

Nitrato

Nitrito

N orgânico

Amônia

Formas nitrogenadas

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

Nitrato

Nitrito

N orgânico

Amônia

Figura A-II.7. Distribuição das formas de nitrogênio (mg/L e %) encontradas no efluente tratado da ETE-Araraquara em diferentes amostragens.

177

Fomas fosfatadas

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

P tot suspensão

P tot dissolvido

Formas fosfatadas

20%

40%

60%

80%

100%

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

P tot suspensão

P tot dissolvido

Formas fosfatadas

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

mg/L

P orgânico

P inorgânico

Formas fosfatadas

20%

40%

60%

80%

100%

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

P orgânico

P inorgânico

Figura A-II.8. Distribuição das formas de fósforo (mg/L e %) encontradas em amostras do efluente tratado da ETE-Araraquara coletadas em 15/09/03

(1ª coleta); 26/04/2004 (2ª coleta); 05/07/2004 (3ª coleta) e 17/11/2004 (4ª coleta).

178

Coliformes totais

500000

1000000

1500000

2000000

2500000

3000000

3500000

4000000

4500000

5000000

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

NMP/100ml

E. coli

200000

400000

600000

800000

1000000

1ª Coleta 2ª Coleta 3ª Coleta 4ª Coleta

NMP/100ml

Figura A-II.9. Variação das concentrações de coliformes totais e E. coli no efluente tratado da ETE-Araraquara em diferentes amostragens.

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