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ENDRIK NARDOTTO RIOS
CARACTERIZAÇÃO E COMPORTAMENTO DE UMA SÉRIE DE
LAGOAS DE POLIMENTO TRATANDO ESGOTOS SANITÁRIOS
Dissertação apresentada à
Universidade Federal de Viçosa,
como parte das exigências do
Programa de Pós-Graduação em
Engenharia Civil, para obtenção do
título de Magister Scientiae.
VIÇOSA
MINAS GERAIS – BRASIL
2007
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Ficha catalográfica preparada pela Seção de Catalogação e
Classificação da Biblioteca Central da UFV
T
Rios, Endrik Nardotto, 1980-
R586c Caracterização e comportamento de uma série de lagoas
2007 de polimento tratando esgotos sanitários / Endrik Nardotto
Rios. – Viçosa, MG, 2007.
xvii, 127f.: il. (algumas col.) ; 29cm.
Orientador: Rafael Kopschitz Xavier Bastos.
Dissertação (mestrado) - Universidade Federal de
Viçosa.
Referências bibliográficas: f. 122-127.
1. Esgotos. 2. Lagoas de estabilização. 3. Águas
residuais - Purificação - Tratamento biológico.
3. Nitrogênio. I. Universidade Federal de Viçosa.
II.Título.
CDD 22.ed. 628.3
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ii
AGRADECIMENTOS
Ao professor e orientador Rafael Bastos pela oportunidade concedida em trabalhar
em um tema tão importante e acreditar no desenvolvimento desse trabalho.
À Professora Ann Mounteer pela compreensão e fundamental ajuda nos momentos
mais difíceis.
Aos Professores Paulo Roberto Cecon e Paula Dias Bevilacqua pela valiosa
contribuição nas análises estatísticas para a conclusão desse trabalho.
À minha família que, mesmo longe, acompanhou essa jornada.
A todos os colegas e professores da pós-graduação.
A todos os amigos e companheiros de república.
Ao CNPq – CT-HIDRO pela bolsa concedida.
À FINEP e a FAPEMIG pelo financiamento de projetos que deram suporte a esse
trabalho.
Ao CNPq e à FAPEMIG pela concessão de bolsas de Iniciação Científica as quais
possibilitaram o envolvimento de estudantes de graduação no apoio ao
desenvolvimento desse trabalho.
A toda a equipe de trabalho do PROSAB, colegas estudantes, professores e
servidores da UFV.
Ao SAAE de Viçosa pela frutífera parceria.
À Divisão de Água e Esgotos da UFV e todos os seus funcionários.
À Universidade Federal de Viçosa
iii
BIOGRAFIA
ENDRIK NARDOTTO RIOS, filho de Moacyr Serapião Rios e Margarida Nardotto
Rios, nasceu em 26 de janeiro de 1980, em São Mateus – ES.
Em Abril de 1999, iniciou o curso de Engenharia Civil na Universidade Federal de
Viçosa, graduando-se em julho de 2004.
Em março de 2005, iniciou o Mestrado em Engenharia Civil – Saneamento
Ambiental na Universidade Federal de Viçosa, submetendo-se à defesa de
dissertação em junho de 2007.
iv
SUMÁRIO
LISTA DE TABELAS ............................ ................................ .... ............................ .... .......................... v
LISTA DE QUADROS ............................ ................................ .... ............................ .... ...................... vii
LISTA DE FIGURAS ............................ ................................ .... ............................ .... ....................... viii
RESUMO ............................ .... ............................ .... ............................ ................................ .... ........... xiii
ABSTRACT ............................ .... ............................ .... ............................ ................................ .... ........ xv
1 – INTRODUÇÃO ............................ ................................ .... ............................ .... ............................ .. 1
2 – OBJETIVOS ............................ .... ............................ ................................ .... ............................ .... ... 2
3 - REVISÃO DE LITERATURA ............................ .... ............................ ................................ .... ...... 3
3.1 – Considerações preliminares....................................................................................................... 3
3.2 – Tipo e configuração de sistemas de lagoas de tratamento de esgotos sanitários....................... 4
Lagoas facultativas ........................................................................................................................ 4
Lagoas anaeróbias seguidas por lagoas facultativas..................................................................... 6
Lagoas de maturação..................................................................................................................... 6
Lagoas de polimento ...................................................................................................................... 7
3.3 – Eficiência dos sistemas de lagoas..............................................................................................9
3.3.1. Remoção de matéria orgânica ........................................................................................... 10
3.3.2 – Remoção de organismos patogênicos .............................................................................. 16
3.3.3 – Remoção de nitrogênio..................................................................................................... 21
3.3.3.1 - Remoção de nitrogênio por volatilização de amônia.................................................................. 23
3.3.3.2 - Modelos de estimativa da concentração efluente de nitrogênio.................................................. 27
3.3.4 – Remoção de fósforo .......................................................................................................... 30
4 – METODOLOGIA ............................ ................................ .... ............................ .... ........................ 33
4.1 – Descrição da ETE experimental.............................................................................................. 33
4.2 – Análises laboratoriais.............................................................................................................. 35
4.3 – Coleta de amostras e atividades de campo.............................................................................. 37
4.4 – Sistematização do banco de dados e apresentação dos resultados........................................... 39
5 – RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................ ................................ .... ............................ .... . 41
5.1 – Sistema UASB + BF ............................................................................................................... 41
5.1.1 – Remoção de matéria orgânica.......................................................................................... 41
5.1.2 – Sólidos Suspensos Totais (SST) ........................................................................................ 44
5.2 – Sistema de lagoas .................................................................................................................... 45
5.2.1 – Caracterização do ambiente aquático no sistema de lagoas ........................................... 45
5.2.1.1 - Oxigênio dissolvido, pH e temperatura. ..................................................................................... 45
5.2.1.2 – Alcalinidade............................................................................................................................... 65
5.2.1.3 - Clorofila a e SST........................................................................................................................ 67
5.2.1.4 – Condutividade elétrica (CE)...................................................................................................... 71
5.2.1.5 – Síntese das observações sobre a caracterização dos ambientes aquáticos no sistema de lagoas.73
5.2.2 – Remoção de matéria orgânica.......................................................................................... 74
5.2.2.1 – Remoção de DBO e DQO no sistema de lagoas........................................................................74
5.2.2.2 – Coeficientes de remoção de DBO (K
DBO
) no sistema de lagoas................................................ 81
5.2.2.3 – Síntese das observações sobre remoção de matéria orgânica no sistema de lagoas................... 84
5.2.3. – Remoção de nitrogênio.................................................................................................... 85
5.2.3.1. Remoção de amônia..................................................................................................................... 85
5.2.3.2 - Remoção de NTK..................................................................................................................... 101
5.2.3.3 - Remoção de N total.................................................................................................................. 103
5.2.3.4 – Síntese das observações sobre remoção de nitrogênio no sistema de lagoas. .......................... 106
5.2.4 – Remoção de fósforo ........................................................................................................ 107
5.2.5 – Remoção de coliformes .................................................................................................. 111
6 - CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES PARA CONTINUIDADE DE PESQUISAS NO
TEMA............................ .... ............................ ................................ .... ............................ .... ................ 120
7 – REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................ ................................ .... ..................... 122
v
LISTA DE TABELAS
Tabela 3.1 – Eficiência de remoção (%) de constituintes físicos e químicos em sistemas de
lagoas................................................................................................................................ 9
Tabela 3.2 – Faixas de eficiência de remoção de organismos patogênicos e indicadores em
sistemas de lagoas............................................................................................................. 9
Tabela 3.3 – Principais parâmetros de projeto utilizados em sistemas de lagoas.................. 10
Tabela 3.4 – Faixas de valores típicos de K
b
(20
o
C) para lagoas facultativas e de maturação
segundo os modelos de fluxo disperso e de mistura completa.......................................19
Tabela 3.5 – Efeito de diferentes processos sobre a alcalinidade, a acidez e o pH em sistemas
de lagoas.........................................................................................................................25
Tabela 4.1 – Variações operacionais do sistema de lagoas, Unidade Experimental da
Violeira, Viçosa –MG, 2001 a 2006...............................................................................36
Tabela 4.2 – Parâmetros quantificados ao longo dos períodos operacionais.........................37
Tabela 5.1 – Estatística descritiva da variação da concentração de DBO e DQO no sistema
UASB + BF, outubro de 2001 a fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa – MG..........42
Tabela 5.2 – Eficiência de remoção de DBO e DQO no sistema o UASB + BF, outubro de
2001 a fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa - MG.................................................. 43
Tabela 5.3 – Concentração média e desvio-padrão de SST (mg / L) nos efluentes do sistema
UASB + BF, julho de 2002 a fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa – MG.............. 44
Tabela 5.4 – OD (mg / L) medido à superfície (0,15 m) na saída das lagoas, média aritmética
e desvio padrão. .............................................................................................................. 59
Tabela 5.5 – pH medido à superfície (0,15 m) na saída das lagoas, média aritmética e desvio
padrão. ............................................................................................................................59
Tabela 5.6 – OD (mg / L) medido à meia profundidade na saída das lagoas, média aritmética
e desvio padrão. .............................................................................................................. 60
Tabela 5.7 – pH medido à meia profundidade na saída das lagoas, média aritmética e desvio
padrão. ............................................................................................................................60
Tabela 5.8 – Temperatura (
o
C) medida à meia profundidade na saída das lagoas, média
aritmética e desvio padrão..............................................................................................61
Tabela 5.9 – Correlação entre os dados de clorofila a, pH, OD e SST no conjunto de lagoas,
períodos 4 a 9..................................................................................................................71
Tabela 5.10 – Correlação entre os dados de amônia e condutividade elétrica na série de
lagoas..............................................................................................................................73
Tabela 5.11 – Taxa de aplicação superficial na série de lagoas, média e desvio padrão
(kg DBO / ha.d).............................................................................................................. 74
Tabela 5.12 – Concentração de DBO total (mg / L) ao longo do tratamento, média e desvio
padrão. ............................................................................................................................75
Tabela 5.13 – Concentração de DQO total (mg / L) ao longo do tratamento, média e desvio
padrão. ............................................................................................................................76
Tabela 5.14 – Concentração de DQO filtrada (mg / L) nas unidades de tratamento, média e
desvio padrão.................................................................................................................. 76
vi
Tabela 5.15 – Coeficientes de remoção de matéria orgânica (K
20 DBO total
), valores médios
(1)
na série de lagoas (d
-1
)....................................................................................................82
Tabela 5.16 – Concentração de amônia total (mg /L) ao longo do sistema de tratamento,
média e desvio padrão. ...................................................................................................87
Tabela 5.17 – Eficiência média de remoção de amônia na série de lagoas (%).....................88
Tabela 5.18 – Concentração de amônia total (mg / L) ao longo do sistema de tratamento nos
períodos mais frios, média e desvio padrão....................................................................88
Tabela 5.19 – Eficiência média de remoção de amônia na série de lagoas nos períodos mais
frios (%).......................................................................................................................... 89
Tabela 5.20 – Taxa de aplicação superficial de amônia na série de lagoas (kgNH
3
/ha . d),
média e desvio padrão. ...................................................................................................94
Tabela 5.21 – Coeficientes de remoção de nitrogênio amoniacal (K
20 NH3
), valores médios
(1)
na série de lagoas (d
-1
).................................................................................................. 100
Tabela 5.22 – Coeficientes de remoção de nitrogênio total (K
20
NT), valores médios (1) na
série de lagoas (d-1)...................................................................................................... 106
Tabela 5.23 – Eficiência de remoção de fósforo total nas lagoas e acumulada nas mesmas ao
longo dos períodos de monitoramento.......................................................................... 108
Tabela 5.24 – Coeficientes de decaimento de coliformes totais (K
b 20
), valores médios
(1)
na
série de lagoas (d
-1
)....................................................................................................... 115
Tabela 5.25 – Coeficientes de decaimento de Escherichia coli (K
b 20
), valores médios
(1)
na
série de lagoas (d
-1
)....................................................................................................... 115
Tabela 5.26 – Eficiência de remoção de coliformes totais (unidades logarítmicas) no sistema
de lagoas
(1)
. .................................................................................................................. 116
Tabela 5.27 – Eficiência de remoção de Escherichia coli (unidades logarítmicas) no sistema
de lagoas
(1)
. .................................................................................................................. 116
vii
LISTA DE QUADROS
Quadro 3.1 – Fórmulas para estimativa da concentração efluente de DBO em sistemas de
lagoas..............................................................................................................................12
Quadro 3.2 – Fórmulas para estimativa da concentração efluente de coliformes em sistemas
de lagoas.........................................................................................................................18
viii
LISTA DE FIGURAS
Figura 3.1 – Interação entre bactérias e algas em uma lagoa facultativa................................. 4
Figura 3.2 – Ilustração esquemática da configuração e dos processos predominantes em
lagoas facultativas.............................................................................................................5
Figura 3.3 – Ilustração esquemática da configuração lagoa anaeróbia seguida por lagoa
facultativa ......................................................................................................................... 6
Figura 3.4 – Ilustração esquemática da configuração lagoa anaeróbia seguida por lagoa
facultativa e uma série de lagoas de maturação................................................................ 7
Figura 3.5 – Ilustração esquemática da configuração reator UASB seguido por lagoas de
polimento em série............................................................................................................ 8
Figura 3.6 – Relação entre DBO total e solúvel em função da taxa de aplicação superficial de
DBO................................................................................................................................15
Figura 3.7 – Decaimento de Salmonella e E.coli em uma série de lagoas em escala piloto,
Viçosa – MG, 2006.........................................................................................................17
Figura 3.8 – Mecanismos de transformação e de remoção do nitrogênio em sistemas de
lagoas..............................................................................................................................22
Figura 3.9 – Fração de amônia na forma gasosa (NH
3
) e na forma ionizada (NH
4
), em função
do pH à 25
o
C................................................................................................................... 24
Figura 3.10 – Concentração de amônia livre na água de acordo com o pH e a concentração
de amônia total (23ºC)....................................................................................................26
Figura 3.11 – Diagrama da solubilidade para vários minerais fosfatados, com a indicação de
faixas de concentração de fósforo...................................................................................31
Figura 4.1 – Vista do sistema UASB + BF, ETE Violeira, Viçosa - MG.............................. 33
Figura 4.2 – Ilustração esquemática da série experimental de lagoas....................................34
Figura 4.3 – Vista da série experimental de lagoas................................................................34
Figura 4.4 – Oxímetro e pHmetro utilizados no monitoramento de campo...........................38
Figura 4.5 – Ilustração do aparato para as medidas de OD com a sonda de profundidade....39
Figura 4.6 – Detalhe do coletor de profundidade...................................................................39
Figura 5.1 – Variação da concentração de DBO no sistema o UASB + BF, outubro de 2001 a
fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa - MG.............................................................. 41
Figura 5.2 – Variação da concentração de DQO no sistema UASB + BF, outubro de 2001 a
fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa - MG.............................................................. 42
Figura 5.3 – Série temporal de DBO no sistema UASB + BF, outubro de 2001 a fevereiro de
2007, ETE Violeira, Viçosa - MG .................................................................................. 43
Figura 5.4 – Série temporal de DQO no sistema UASB + BF, outubro de 2001 a fevereiro de
2007, ETE Violeira, Viçosa - MG .................................................................................. 43
Figura 5.5 – Variação da concentração de SST nos efluentes do sistema UASB + BF,
outubro de 2001 a fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa - MG................................44
Figura 5.6 – Variações de OD na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
4, março a setembro de 2004.......................................................................................... 46
ix
Figura 5.7 – Variações de OD na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
5, setembro de 2004 a julho de 2005.............................................................................. 46
Figura 5.8 – Variações de OD na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
6, outubro de 2005 a março de 2006............................................................................... 47
Figura 5.9 – Variações de OD na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
7, abril a agosto de 2006.................................................................................................47
Figura 5.10 – Variações de OD na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
8, setembro a novembro de 2006....................................................................................48
Figura 5.11 – Variações de OD na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
9, novembro de 2006 a fevereiro de 2007. ..................................................................... 48
Figura 5.12 – Variações de temperatura da água na série de lagoas à meia profundidade ao
longo do dia, períodos 4 a 9............................................................................................49
Figura 5.13 – Variações de pH na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
4, março a setembro de 2004.......................................................................................... 50
Figura 5.14 – Variações de pH na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
5, setembro de 2004 a julho de 2005.............................................................................. 50
Figura 5.15 – Variações de pH na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
6, outubro de 2005 a março de 2006............................................................................... 51
Figura 5.16 – Variações de pH na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
7, abril a agosto de 2006.................................................................................................51
Figura 5.17 – Variações de pH na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
8, setembro a novembro de 2006....................................................................................52
Figura 5.18 – Variações de pH na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade, período
9, novembro de 2006 a fevereiro de 2007. ..................................................................... 52
Figura 5.19 – Variação de OD ao longo da profundidade na série de lagoas, período 4, março
a setembro de 2004.........................................................................................................53
Figura 5.20 – Variação de OD ao longo da profundidade na série de lagoas, período 5,
setembro de 2004 a julho de 2005.................................................................................. 53
Figura 5.21 – Variação de OD ao longo da profundidade na série de lagoas, período 6,
outubro de 2005 a março de 2006................................................................................... 54
Figura 5.22 – Variação de OD ao longo da profundidade na série de lagoas, período 7, abril a
agosto de 2006................................................................................................................54
Figura 5.23 – Variação de OD ao longo da profundidade na série de lagoas, período 8,
setembro a novembro de 2006........................................................................................55
Figura 5.24 – Variação de OD ao longo da profundidade na série de lagoas, período 9,
novembro de 2006 a fevereiro de 2007. ......................................................................... 55
Figura 5.25 – Variação de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período 4, março
a setembro de 2004.........................................................................................................56
Figura 5.26 – Variações de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período 5,
setembro de 2004 a julho de 2005.................................................................................. 56
Figura 5.27 – Variação de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período 6,
outubro de 2005 a março de 2006................................................................................... 57
Figura 5.28 – Variação de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período 7, abril a
agosto de 2006................................................................................................................57
x
Figura 5.29 – Variação de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período 8,
setembro a novembro de 2006........................................................................................58
Figura 5.30 – Variação de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período 9,
novembro de 2006 a fevereiro de 2007. ......................................................................... 58
Figura 5.31 – Variações de temperatura na série de lagoas, períodos 4 a 9........................... 62
Figura 5.32 – Temperatura da água (meia profundidade) nas lagoas versus temperatura do ar,
Viçosa - MG, 2001 a 2006..............................................................................................63
Figura 5.33 – pH medido à meia profundidade x profundidade das lagoas, médias por lagoa e
por período (períodos 4 a 9)............................................................................................65
Figura 5.34 – Variação da alcalinidade na série de lagoas, períodos 5 a 9............................67
Figura 5.35 – Variação da clorofila a na série de lagoas, períodos 4 a 9............................... 68
Figura 5.36 – Variação de SST nas unidades de tratamento, períodos 2 a 9.........................70
Figura 5.37 – Variação da condutividade elétrica na série de lagoas, períodos 1 a 3............71
Figura 5.38 – Variação da condutividade elétrica na série de lagoas, períodos 4 a 6............72
Figura 5.39 – Variação da condutividade elétrica na série de lagoas, períodos 7 a 9............72
Figura 5.40 – Variação da concentração de DBO
5 total
ao longo do sistema de tratamento e
dos períodos operacionais............................................................................................... 77
Figura 5.41 – Variação da concentração de DQO
total
ao longo do sistema de tratamento e dos
períodos operacionais.....................................................................................................78
Figura 5.42 – Variação da concentração de DQO
filtrada
ao longo do sistema de tratamento e
dos períodos operacionais............................................................................................... 79
Figura 5.43 – Coeficiente de remoção de DBO
5
(K
20
) em função da taxa de aplicação
superficial, de acordo com os modelos de Arceivala e Vidal e com dados experimentais.
........................................................................................................................................83
Figura 5.44 – Coeficiente de remoção de DBO
5
(K
20
), valores segundo o modelo de
Arceivala x valores observados, médias referentes a cada período operacional, Viçosa -
MG, 2001 – 2007............................................................................................................83
Figura 5.45 – Coeficiente de remoção de DBO
5
(K
20
), valores segundo o modelo de Vidal x
valores observados, médias referentes a cada período operacional, Viçosa - MG, 2001 –
2007. ...............................................................................................................................84
Figura 5.46 – Variação da concentração de amônia ao longo do sistema de tratamento e dos
períodos operacionais.....................................................................................................86
Figura 5.47 – Fração de NH
3
no efluente x taxa de aplicação superficial de DBO, valores
médios por lagoa, todos os períodos operacionais..........................................................89
Figura 5.48 – Taxa de aplicação superficial de DBO x clorofila a, todas as lagoas, períodos 5
a 9, todos os dados (a) e médias por lagoa (b)................................................................90
Figura 5.49 – Taxa de aplicação superficial de amônia x clorofila a, todas as lagoas, períodos
5 a 9, todos os dados (a) e médias por lagoa (b).............................................................91
Figura 5.50 – Concentração de amônia efluente x clorofila a, todas as lagoas, períodos 5 a 9,
todos os dados (a) e médias por lagoa (b).......................................................................91
Figura 5.51 – Taxa de aplicação hidráulica superficial x eficiência de remoção de amônia –
valores médios por período operacional no conjunto de lagoas. ....................................92
xi
Figura 5.52 – Taxa de aplicação hidráulica superficial x eficiência de remoção de amônia –
valores médios no conjunto de lagoas e nos períodos mais quentes (períodos 1, 2, 3, 5, 6
e 9).................................................................................................................................. 93
Figura 5.53 – Taxa de aplicação hidráulica superficial x eficiência de remoção de amônia –
valores médios no conjunto de lagoas e nos períodos mais frios (períodos 4, 7 e 8). .... 93
Figura 5.54 – Taxa de aplicação hidráulica superficial x eficiência de remoção de amônia,
valores médios no conjunto de lagoas reunidos por faixa de pH....................................94
Figura 5.55 – Taxa de aplicação superficial de amônia (kg NH3 / ha. d) x concentração
efluente de amônia, todas as lagoas da série, todos os períodos operacionais................95
Figura 5.56 – Concentração efluente de amônia: valores observados versus valores estimados
pelo modelo ajustado com base nos resultados experimentais, todas as lagoas da série,
todos os períodos operacionais....................................................................................... 95
Figura 5.57 – Concentração efluente de amônia, valores estimados com o modelo de Pano e
Middlebrooks x valores medidos em cada lagoa da série em todos os períodos
operacionais....................................................................................................................96
Figura 5.58 – Concentração efluente de amônia, valores estimados com o modelo de Pano e
Middlebrooks x valores medidos em todas as lagoas em todos os períodos operacionais.
........................................................................................................................................97
Figura 5.59 – pH x remoção de amônia, todas as lagoas, todos os períodos operacionais....97
Figura 5.60 – Ajuste dos dados de variação de pH, remoção de amônia e taxa de aplicação
hidráulica superficial para o rearranjo do modelo de Pano e Middlebrooks. ................. 98
Figura 5.61 – Concentração de amônia no efluente das lagoas, valores observados x
estimados com o modelo desenvolvido com base nos resultados experimentais. ..........98
Figura 5.62 – Concentração efluente de nitrogênio amoniacal, valores estimados com o
modelo de Reed x valores medidos em cada lagoa da série, todos os períodos
operacionais....................................................................................................................99
Figura 5.63 – Concentração efluente de nitrogênio amoniacal, valores estimados com o
modelo de Reed x valores medidos no conjunto de lagoas, todos os períodos
operacionais..................................................................................................................100
Figura 5.64 – Coeficiente de remoção de amônia (K
20 NH3
) x profundidade das lagoas, valores
médios, todas as lagoas, todos os períodos operacionais.............................................. 101
Figura 5.65 – Coeficiente de remoção de amônia (K
20NH3
) x tempo de detenção hidráulica
acumulado na série de lagoas, valores médios, todas as lagoas, todos os períodos
operacionais..................................................................................................................101
Figura 5.66 – Concentração de amônia total + nitrogênio orgânico ao longo do sistema de
tratamento, períodos operacionais 7, 8 e 9.................................................................... 102
Figura 5.67 – Taxa de aplicação superficial de NTK (kg NTK / ha. d) x concentração
efluente de amônia (a) e concentração efluente de NTK (b), todas as lagoas da série,
períodos operacionais 7, 8 e 9....................................................................................... 102
Figura 5.68 – Concentração efluente de amônia (a) e de NTK (b): valores observados versus
valores estimados pelos modelos ajustados com base nos resultados experimentais, todas
as lagoas da série, períodos operacionais 7, 8 e 9......................................................... 103
Figura 5.69 – Concentração efluente de nitrogênio total, valores estimados com o modelo de
Reed x valores medidos em cada lagoa da série, períodos operacionais 7, 8 e 9. ........ 104
Figura 5.70 – Concentração efluente de nitrogênio total, valores estimados com o modelo de
Reed x valores medidos no conjunto de lagoas, períodos operacionais 7, 8 e 9........... 104
xii
Figura 5.71 – Variação da concentração de nitrato ao longo do sistema de tratamento e dos
períodos operacionais, média e desvio-padrão............................................................. 105
Figura 5.72 – Variação da concentração de fósforo total ao longo do sistema de tratamento.
...................................................................................................................................... 109
Figura 5.73 – Eficiência de remoção de fósforo x pH medido à superfície das lagoas, valores
médios, conjunto de lagoas, todos os períodos operacionais........................................ 110
Figura 5.74 – Eficiência de remoção de fósforo taxa de aplicação hidráulica superficial,
valores médios, conjunto de lagoas, todos os períodos operacionais. .......................... 110
Figura 5.75 – População de coliformes totais ao longo do sistema de tratamento. ............. 112
Figura 5.76 – População deEscherichia coli ao longo do sistema de tratamento............... 113
Figura 5.77 – Decaimento bacteriano ao longo do sistema de tratamento, médias
geométricas................................................................................................................... 114
Figura 5.78 – Coeficientes de decaimento de E.coli (K
b
) versus profundidade das lagoas,
valores médios, todas as lagoas, todos os períodos operacionais................................. 117
Figura 5.79 – Populações efluentes de E.coli, valores estimados com o modelo ajustado com
base nos dados experimentais e valores medidos no conjunto de lagoas, todos os
períodos operacionais................................................................................................... 118
Figura 5.80 – Coeficientes de decaimento de E.coli – valores observados x valores estimados
com base nos modelos de von Sperling (valores médios, todas as lagoas da série, todos
os períodos operacionais). ............................................................................................ 118
Figura 5.81 – Populações efluentes de E.coli, valores estimados com o modelo de von
Sperling [K
b
=f (H, TDH)] e valores medidos no conjunto de lagoas, todos os períodos
operacionais..................................................................................................................119
Figura 5.82 – Populações efluentes de E.coli, valores estimados com o modelo de von
Sperling [K
b
= f (H)] e valores medidos no conjunto de lagoas, todos os períodos
operacionais. .................................................................................................................119
xiii
RESUMO
RIOS, Endrik Nardotto, M.Sc., Universidade Federal de Viçosa, junho de 2007.
Caracterização e comportamento de uma série de lagoas de polimento
tratando esgotos sanitários . Orientador: Rafael Kopschitz Xavier Bastos. Co-
Orientadores: Ann Honor Mounteer e Marcos von Sperling.
Apresentam-se neste trabalho, conduzido em Viçosa – MG, os resultados de
cerca de cinco anos de monitoramento de um sistema de tratamento de esgotos
sanitários composto por um conjunto reator UASB + biofiltro aerado submerso
(escala real), seguido de uma série de três a quatro lagoas de polimento / maturação
(escala piloto), rasas (h ≤0,90 m) e com flexibilidade operacional em termos de
variações de altura de lâmina e tempo de detenção hidráulica. O sistema de lagoas
absorveu bem as oscilações de desempenho do sistema de pré-tratamento
(UASB + BF) e a remoção complementar de matéria orgânica deu-se,
essencialmente, na primeira lagoa da série, alcançando eficiências médias de 12 a
50% de remoção de DBO total e 50 a 60% de DQO filtrada. O padrão de lançamento
da legislação do estado de Minas Gerais (60 mg DBO / L) foi atendido, na maioria
das vezes, no efluente da primeira lagoa e, quando não, no da segunda. A terceira e a
quarta lagoas praticamente não atuam na remoção de DBO e DQO. Os resultados
sugerem que o principal mecanismo de remoção de nitrogênio no sistema de lagoas
seja a volatilização de amônia. O sistema bem absorveu o incremento de amônia no
sistema de pré-tratamento promovendo um decréscimo gradual e intenso ao longo da
série, alcançando remoção da ordem de 60 - 90%. Dentre as condições sob as quais
operaram as lagoas experimentais, o padrão de lançamento de amônia da legislação
brasileira (20 mg NH
3
/ L) e critérios mais rigorosos de qualidade da água para
piscicultura (2 mg NH
3
/ L), seriam alcançados com tempos de detenção hidráulica
em torno de 15 e 35 dias, respectivamente. Por outro lado, a remoção de fósforo
mostrou-se limitada. Ao longo de todo o período de estudo, no sistema UASB +BF
(essencialmente no UASB), em média, a remoção de E.coli foi de cerca de 0,5
unidades logarítmicas, seguida de um acentuado decaimento ao longo da série de
lagoas. Sob as condições desses experimentos, os critérios da OMS para a irrigação
irrestrita (10
3
E.coli / 100 mL) seriam alcançados com cerca de 17 dias de tempo de
detenção hidráulica; os critérios para a irrigação restrita e para a utilização de
xiv
efluentes em piscicultura (10
4
E.coli / 100 mL) dentre 11 dias. Esses resultados
confirmam a elevada capacidade de lagoas de polimento / maturação rasas na
remoção de nitrogênio e de organismos indicadores (E.coli), com pleno potencial de
atendimento do padrão de lançamento de amônia em corpos receptores e de alcance
das recomendações da Organização Mundial da Saúde de qualidade bacteriológica
para a utilização de efluentes em irrigação. Os resultados fornecem ainda importantes
subsídios para a concepção e projeto de sistemas de lagoas de polimento: relação
temperatura do ar e temperatura da água, coeficientes de remoção de matéria
orgânica, coeficientes de remoção de nitrogênio, coeficientes de decaimento
bacteriano, suas respectivas variações ao longo da série de lagoas, valores de pH,
faixas adequadas de taxas de aplicação hidráulica superficial, de profundidade e de
tempo de detenção hidráulica. Os valores de pH mantiveram-se sempre acima de 7,0
em toda a coluna líquida e, à meia profundidade, acima de 7,5. Registram-se os
seguintes incrementos médios de pH, medido à superfície e à meia profundidade, na
série de lagoas: (i) lagoa 1 para a lagoa 2: 3 - 5%; (ii) lagoa 2 para lagoa 3: 5 - 7%;
(ii) lagoa 3 para lagoa 4: sem incremento - 2%. Coeficientes de remoção de amônia
revelaram-se sensivelmente constantes ao longo da série de lagoas, calculados em
torno de 0,0058 d
-1.
. Os coeficientes de decaimento bacteriano (E.coli) foram, em
geral, bastante elevados e crescentes ao longo da série de lagoas: valores médios de
0,98 d
-1
na primeira lagoa e incrementos de 13% da lagoa 1 para a lagoa 2 e de 22%
da lagoa 2 para a lagoa 3; a inclusão de uma quarta lagoa à série parece não mais
contribuir com remoção adicional.
xv
ABSTRACT
RIOS, Endrik Nardotto, M.Sc., Universidade Federal de Viçosa, June of 2007.
Characterization and performance of a polishing pond series treating
domestic wastewater . Adviser: Rafael Kopschitz Xavier Bastos. Co-Advisers:
Ann Honor Mounteer and Marcos von Sperling.
This work, conducted in Viçosa – MG, presents the results of five years
monitoring of a domestic wastewater treatment system including an anaerobic
reactor (UASB) plus a submerged aerated biofilter (real scale), followed by a three to
four shallow polishing / maturation ponds series (pilot scale, h ≤0,90 m), with
operational flexibility in terms of depth and hydraulic retention time. The pond
system took up the performance oscillations of the pre-treatment unities
(UASB + BF), and the complementary organic matter removal took place,
essentially, in the first pond, achieving average BOD and filtered COD removal
efficiencies of 12 – 50% and 50 -60%, respectively. The Minas Gerais State BOD
standard for discharge into water bodies (60 mg / L) was achieved, most of the time,
in the first pond; the third and the fourth ponds did not contribute for BOD and COD
removal anymore. The results suggested that ammonia volatilization is the main
mechanism of nitrogen removal in the pond system. It well absorbed the ammonia
increase in the pre-treatment unities, leading to a gradual but intense removal along
the pond series, achieving average ammonia removal efficiencies within the range of
60 -90%. Under the experimental conditions of this study, the Brazilian standard for
ammonia discharge into water bodies (20 mg NH
3
/ L), and more strict water quality
criteria for aquaculture were achieved with hydraulic retention times of 15 and 35
days, respectively. On the other hand phosphorus removal was shown to be limited.
All over the period of this study, E.coli removal in the UASB + BF system (mainly
in the UASB reactor) was around 0.5 log unities, followed by an intense decay along
the pond series. Under the experimental conditions of this study the WHO guidelines
for unrestricted irrigation (10
3
E.coli / 100 mL), and for restricted irrigation and
aquaculture were achieved within hydraulic retention times of 17 and 11 days,
respectively. The results confirm that shallow polishing / maturation ponds are fully
able to produce effluents in accordance with the Brazilian standard for ammonia
discharge into water bodies and with the bacterial WHO guidelines for irrigation. In
addition, the results provide relevant information for planning and designing
xvi
polishing ponds: air x water temperature, organic matter removal coefficients,
nitrogen removal coefficients, bacterial decay coefficients, and their variation along
the pond series, pH values, and suitable ranges of hydraulic surface loading, ponds
depth and hydraulic retention times. pH values were always above 7.0 along the
whole water column and above 7.5 at mid depth. The following average pH values
increasing (measured at the water surface and at mid depth) were recorded along the
pond series: (i) pond 1 to pond 2: 3 - 5%; (ii) pond 2 to pond 3: 5 - 7%; (ii) pond 3 to
pond 4: no increase - 2%. The calculated ammonia removal coefficients were
virtually constant along the pond series, around 0.0058 d
-1
. In general, E. coli decay
coefficients were quite high and increased along the pond series: average values of
0.98 d
-1
in the first pond, followed by 13% and 22% increasing in the second and the
third ponds, respectively. The fourth pond did not substantially add to additional
removal.
1
1 – INTRODUÇÃO
Nos últimos anos vem ganhando destaque no cenário nacional a associação de
reatores anaeróbios e lagoas de polimento para o tratamento de esgotos sanitários,
com os seguintes atrativos: redução da demanda de área em relação aos sistemas
convencionais de lagoas, elevada capacidade de remoção de matéria orgânica,
nutrientes e patógenos.
O meio técnico-científico nacional e internacional acumula grande experiência sobre
a compreensão dos processos envolvidos em sistemas de lagoas e, por conseguinte,
sobre critérios de projeto. Não obstante, dado o conceito relativamente recente de
lagoas de polimento, talvez aqui residam algumas lacunas de informação. Por outro
lado, devido à extrema dependência desses sistemas aos fatores climáticos sempre
haverá lugar para a busca ou o refinamento de critérios com base local ou regional.
Ainda neste sentido, critérios de projeto para a remoção de matéria orgânica e de
previsão da qualidade bacteriológica de efluentes de lagoas são já bastante estudados
e consolidados, mas o mesmo não se pode dizer em relação à remoção de nutrientes.
Em outras palavras, ainda se tem o que explorar em termos de conhecimento sobre a
dinâmica de nutrientes em lagoas e, principalmente, para a disponibilização de
critérios de projeto de pronta e fácil manipulação.
Nesse, sentido pretende-se contribuir, com esse trabalho, no aprofundamento da
compreensão sobre o funcionamento de lagoas de polimento. Para tanto foram
sistematizadas e discutidas informações de cerca de cinco anos de monitoramento de
um sistema de tratamento de esgotos sanitários em Viçosa – MG, constituído por: (i)
um conjunto reator UASB + biofiltro aerado submerso em escala real e pré-fabricado
em aço, o qual recebe a contribuição de cerca de 800 habitantes, com uma vazão
média estimada de 115 m
3
/ dia; (ii) uma série de quatro lagoas de polimento em
escala piloto, pré-fabricadas em fibra de vidro, com área útil de 16,3 m
2
e relação
comprimento / largura de 2,0, com flexibilidade operacional de alturas de lâmina
d’água (0,30 -0,90 m), vazões (1,5 -4,2 m
3
/ d) e, por conseguinte, de tempos de
detenção hidráulica.
2
2 – OBJETIVOS
Geral
Contribuir para o aprofundamento da compreensão sobre o
funcionamento e com subsídios para a concepção e projeto de sistemas de
lagoas de polimento para o tratamento de esgotos sanitários.
Específicos
Avaliação do desempenho e aferição de critérios de dimensionamento de
lagoas de polimento em termos de remoção de matéria orgânica
Avaliação do desempenho e aferição de critérios de dimensionamento de
lagoas de polimento em termos remoção de nutrientes.
Avaliação do desempenho e aferição de critérios de dimensionamento de
lagoas de polimento em termos de remoção de organismos indicadores de
contaminação.
3
3 - REVISÃO DE LITERATURA
3.1 – Considerações preliminares
Sistemas de lagoas constituem excelente opção para o tratamento de esgotos
sanitários, principalmente em países de clima tropical e onde haja disponibilidade de
área. Dentre as vantagens comparativas desses sistemas podem ser citadas: (i) baixos
custos de implantação e operação; (ii) extrema simplicidade operacional (o que não
que dizer que sejam reatores onde não ocorram processos complexos); (iii) elevada
eficiência de remoção de matéria orgânica, podendo alcançar padrões de lançamento
de efluentes vigentes em legislações estaduais (MINAS GERAIS, 1987); (iv) elevada
eficiência de remoção de patógenos, incluindo toda a gama de organismos possíveis
de estarem presentes em esgotos sanitários (bactérias, vírus, protozoários e
helmintos), com plena capacidade de atendimento às recomendações da Organização
Mundial da Saúde para a irrigação e piscicultura (WHO, 2006a; WHO, 2006b); (v)
elevada eficiência de remoção de nitrogênio, desde que projetados para tal, ou seja,
lagoas rasas, com potencial de atendimento ao padrão de lançamento de amônia da
legislação brasileira (BRASIL, 2005). Como limitações ao emprego de lagoas podem
ser citadas: a elevada demanda de área, a reduzida capacidade de remoção de fósforo,
a produção de sólidos no sistema devido à produtividade primária, com proliferação
de algas e cianobactérias.
A literatura nacional e internacional sobre critérios de projeto e sobre a compreensão
dos processos envolvidos em sistemas de lagoas é ampla e atualizada. Portanto,
procurou-se uma revisão objetiva, destacando-se apenas alguns dos aspectos mais
importantes e mais diretamente relacionados ao tema desta dissertação. O texto a
seguir é baseado nas principais publicações (livros) em Português e Espanhol, como,
por exemplo, Kellner e Pires (1998), Cavalcanti et al. (2001), von Sperling (2002),
von Sperling et al. (2003), Yanez (1993), complementadas por artigos publicados em
periódicos, mais recentes e, ou importantes.
4
3.2 – Tipo e configuração de sistemas de lagoas de tratamento de
esgotos sanitários
Lagoas facultativas
Lagoas facultativas são concebidas como lagoas de estabilização, ou seja, com a
finalidade primeira de remoção (estabilização) da matéria orgânica (DBO e DQO).
Nessas unidades estabelece-se uma relação de mutualismo entre algas e bactérias,
sendo a fotossíntese a principal fonte de oxigênio necessário para oxidação do
material orgânico. Nessa relação, a produção de oxigênio por fotossíntese durante o
dia deve preponderar sobre a respiração bacteriana e algal (durante a noite), de forma
a manter a devida oxigenação do meio líquido (Figura 3.1).
A decomposição de matéria orgânica pela ação das bactérias, com produção de
dióxido de carbono e nutrientes mineralizados, pode ser descrita, simplificadamente,
pela Equação 3.1. As algas utilizam o dióxido de carbono e os nutrientes para a
síntese celular e produzem oxigênio, de acordo com a Equação 3.2 (YANEZ, 1993).
Decomposição de matéria orgânica por bactérias
C
a
H
b
N
c
O
d
P
e
+ (a+b/4-d/2+3c/2+2e)O
2
→ aCO
2
+ b/2H
2
O + cNO
3
+ ePO
4
(3.1)
Fotossíntese
106 CO
2
+ 90 H
2
O + 16 NO
3
+ PO
4
+ luz → C
106
H
180
O
45
N
16
P + 154.1/2O
2
(3.2)
Figura 3.1 – Interação entre bactérias e algas em uma lagoa facultativa.
Fonte: Adaptado de Mara (1997).
Algas
Bactérias
O
2
CO
2
+ nutrientes
Novas células
Novas células
Matéria orgânica
Luz
5
O termo lagoa facultativa advém do fato de que neste tipo de lagoa formam-se dois
ambientes, predominantemente anaeróbio mais ao fundo e aeróbio mais à superfície;
portanto predominam nestes ambientes as bactérias facultativas. A matéria orgânica
particulada mais densa tende a sedimentar e acumular-se no fundo da lagoa,
formando uma camada de lodo, onde entrará em decomposição anaeróbia. Os
subprodutos da digestão anaeróbia podem retornar à coluna líquida, onde, em
conjunto com o material particulado mais fino e a matéria orgânica solúvel, serão
degradados por processos aeróbios (Figura 3.2).
Como a atividade fotossintética é altamente variável ao longo do dia (mais intensa
nas horas de maior insolação) e da profundidade das lagoas, e a penetração dos raios
solares na coluna líquida é limitada, a zona fótica e a oxipausa (nível na lagoa onde
há transição da camada superior aeróbia para a camada inferior anaeróbia) são
também variáveis ao longo da coluna líquida. Assim, as lagoas facultativas devem
ser rasas (1,5 m - 2,0 m), pois incrementos maiores de profundidade apenas
aumentariam a zona anaeróbia. Por outro lado, como a produção de oxigênio via
fotossíntese é relativamente lenta, é preciso criar grandes áreas de espelhos d’água
expostas à luz solar e, por conseguinte, elevados tempos de detenção hidráulica
(TDH) (15 – 45 dias) (Figura 3.2).
Figura 3.2 – Ilustração esquemática da configuração e dos processos predominantes
em lagoas facultativas.
No caso de limitação de área, uma variante das lagoas facultativas pode ser a
inclusão de aeradores (lagoas aeradas), o que proporciona uma fonte maior de
oxigênio para remoção de matéria orgânica.
AlgasBactérias Produtos da digestão anaeróbia
Raios solares
Afluente
Efluente
Oxipausa
6
Lagoas anaeróbias seguidas por lagoas facultativas
Outro recurso para a redução da demanda de área da lagoa facultativa é a inclusão de
uma lagoa anaeróbia como unidade de pré-tratamento (Figura 3.3). As lagoas
anaeróbias não necessitam de grandes áreas, pois o objetivo é o acúmulo de matéria
orgânica e, por conseguinte, a remoção de sólidos sedimentáveis, e sua estabilização
anaeróbia são, portanto, dimensionadas com base nas cargas orgânicas volumétricas
(kg DBO /m
3
. d), com profundidades maiores (3,5 -5,0 m) e tempos de detenção
hidráulica mais baixos (3 - 6 dias). Segundo von Sperling (2002), adotando essa
configuração, o requisito de área total será de 50 a 70 % do requisito de uma lagoa
facultativa primária.
Figura 3.3 – Ilustração esquemática da configuração lagoa anaeróbia seguida por
lagoa facultativa
Lagoas de maturação
Nas lagoas de maturação, com cargas orgânicas já bastante reduzidas, o principal
objetivo é a remoção de organismos patogênicos. Essencialmente, as mesmas
características das lagoas de estabilização, às quais se recorre para a remoção de
matéria orgânica, são também as responsáveis pela remoção / inativação de
organismos patogênicos – profundidade reduzida, grandes áreas de espelho d’água
exposto à ação da luz solar e elevados tempos de detenção. Projetadas com
profundidades mais reduzidas (≤1,0 m), nas lagoas de maturação a penetração dos
raios solares é facilitada e a atividade fotossintética intensificada, estabelecendo-se
assim um ambiente com elevado pH e elevados teores de OD; estes dois fatores
contribuem para acentuar os efeitos bactericida e virucida da radiação ultravioleta
(raios solares). Estas mesmas condições podem levar também a uma eficiência
relativamente elevada de remoção de nitrogênio (volatilização da amônia) e
parcialmente de fósforo (precipitação de fosfatos).
Afluente
Efluente
Lagoa anaeróbia
Lagoa faculta tiva secundária
7
A eficiência das lagoas de maturação é maximizada quando concebidas como
unidades em série, em geral três ou quatro unidades com tempo de detenção
hidráulica total de 10 - 20 dias (Figura 3.4).
Figura 3.4 – Ilustração esquemática da configuração lagoa anaeróbia seguida por
lagoa facultativa e uma série de lagoas de maturação.
Lagoas de polimento
Nos últimos anos, ganharam destaque e aplicação os reatores anaeróbios de alta taxa,
especificamente os reatores UASB (do inglês, Upflow Anaerobic Sludge Blanket –
reator anaeróbio de fluxo ascendente e manta de lodo), os quais possuem elevada
eficiência de remoção de matéria orgânica e sólidos em suspensão. Segundo
Chernicharo (1997), reatores UASB apresentam 65% - 75% de eficiência de remoção
de DBO e DQO. Bastos et al. (2005), em um estudo de controle operacional de um
sistema reator UASB seguido por um biofiltro aerado submerso, constataram que a
eficiência média de remoção de DBO no UASB pode alcançar valores acima de
80%.
Na parte superior dos reatores UASB, um separador de fases promove a
sedimentação de sólidos e a retenção do lodo no interior do reator, formando a manta
de lodo. Dispositivos de entrada devem promover uma boa distribuição do esgoto
bruto junto ao fundo para que, de forma ascensional ocorra um intenso contato com a
biomassa ativa (a manta de lodo), que promove anaerobicamente a decomposição da
matéria carbonácea. A biomassa se desenvolve de forma dispersa atingindo um
limite, a partir do qual se faz necessário um descarte de lodo excedente com uma
dada freqüência. Este controle operacional conserva o equilíbrio e a estabilidade do
sistema, garantindo a retenção e a atividade adequadas de biomassa metanogênica e,
por conseguinte, a qualidade do efluente tratado, isto é, evitando a queda de
eficiência de remoção de matéria orgânica e a perda de biomassa junto ao efluente.
Entretanto, em que pese a eficiência de remoção de DBO, DQO e sólidos, o efluente
de reatores UASB ainda requer pós-tratamento, pois: (i) a remoção de DBO pode não
alcançar padrões de lançamento de efluentes em corpos receptores; (ii) no processo
Lagoa anaeróbia
Lagoa facultativa
Lagoas de maturação
8
anaeróbio não há mecanismos de remoção de nutrientes (nitrogênio e fósforo) e
ocorre uma intensa amonificação do nitrogênio orgânico; (iii) também não há
mecanismos intensos o suficiente para a remoção de patógenos.
Sistemas de lagoas constituem uma alternativa bastante atraente de pós-tratamento de
reatores UASB. Nesse caso essas lagoas têm sido, na literatura nacional,
denominadas lagoas de polimento, com o intuito de distingui-las das lagoas de
estabilização convencionais. Isto porque as lagoas de polimento, apesar de ainda
cumprirem um papel de remoção complementar de matéria orgânica, recebem uma
carga orgânica já bastante reduzida e um efluente já bem clarificado. Portanto,
dependendo do desempenho do pré-tratamento, o papel principal das lagoas de
polimento pode deixar de ser a estabilização do material orgânico, mas a remoção
dos patógenos.
Assim, as lagoas de polimento eram inicialmente projetadas como lagoas
facultativas, porém com o reconhecimento de que os problemas de sobrecarga
orgânica na primeira lagoa da série são minimizados, verificou-se que as lagoas de
polimento podem ser concebidas como lagoas de maturação, ou seja, com baixas
profundidades e tempos de detenção hidráulica relativamente curtos (Figura 3.5). De
fato, quanto mais próximas do reator UASB, mais as lagoas de polimento podem se
assemelhar às lagoas facultativas e, quanto mais distantes, mais bem funcionam
como lagoas de maturação.
Por outro lado, quando se objetiva a remoção de nitrogênio, deve-se atentar para o
fato de que a concentração de amônia eleva-se no efluente de um reator UASB e,
portanto, o sistema de lagoas de polimento deve apresentar capacidade para absorver
altas cargas de amônia.
Figura 3.5 – Ilustração esquemática da configuração reator UASB seguido por lagoas
de polimento em série.
UASB
Lagoas de polimento em série
9
3.3 – Eficiência dos sistemas de lagoas
Como já destacado na introdução desse item, sistemas de lagoas podem alcançar
elevadas remoções de matéria orgânica, organismos patogênicos, nitrogênio e
remoção moderada de fósforo. As Tabelas 3.1 e 3.2 mostram valores típicos de
remoção dependendo da configuração e dimensionamento do sistema (Tabela 3.3).
Tabela 3.1 – Eficiência de remoção (%) de constituintes físicos e químicos em
sistemas de lagoas
Configuração do sistema de lagoas
Parâmetro
facultativa
anaeróbia +
facultativa
facultativa +
maturação
anaeróbia +
facultativa +
maturação
reator UASB
+ polimento
DBO 75 - 85 75 - 85 80 - 85 80 - 85 80 - 85
DQO 65 - 80 65 - 80 70 - 83 70 - 83 70 - 83
SS 70 - 80 70 - 80 70 - 80 70 - 80 70 - 80
Amônia < 50 < 50 40 - 80 40 - 80 40 - 80
Nitrogênio < 60 < 60 40 - 65 40 - 70 40 - 70
Fósforo < 33 < 35 > 40 > 40 > 40
Fonte: von Sperling et al. (2003)
Tabela 3.2 – Faixas de eficiência de remoção de organismos patogênicos e
indicadores em sistemas de lagoas
Configuração do sistema de lagoas
Parâmetro
facultativa
anaeróbia
+
facultativa
facultativa +
maturação
anaeróbia +
facultativa
+
maturação
reator UASB
+ polimento
Coliformes 1 -2 log 1 - 2 log 3 -6 log 3 - 6 log 3 -6 log
Bactérias patogênicas 1 -2 log 1 - 2 log 3 -6 log 3 - 6 log 3 -6 log
Vírus
1 log 1 log
2- 4 log 2- 4 log 2- 4 log
Cistos de protozoários ≈100 % ≈100 % 100% 100% 100%
Ovos de helmintos ≈100 % ≈100 % 100% 100% 100%
Fonte: von Sperling et al. (2003)
10
Tabela 3.3 – Principais parâmetros de projeto utilizados em sistemas de lagoas
Configuração do sistema de lagoas
Facultativas
Maturação ou
polimento
Parâmetro de projeto
Anaeróbias
Primárias Secundárias
Lagoas
em série
Lagoas
chicaneadas
Tempo de detenção
hidráulica (d)
3 - 6 15 - 45 10 - 30 10 - 20 * 10 - 20 *
Taxa de aplicação superficial
(kg DBO
5
/ha . d)
- 100 - 350 100 - 350 - -
Taxa de aplicação
volumétrica
(kg DBO
5
/ m³ . d)
0,10 - 0,35 - - - -
Profundidade (m) 3 - 5 1,5 - 2,0 1,5 - 2,0 0,6 -1,0 0,6 -1,0
Relação L / B
(comprimento / largura)
1 - 3 2 - 4 2 - 4 1 -3 > 10
Número de lagoas em série - - - 3 -5 1
Área per capita requerida
(m² / hab)
0,1 - 0,2 2,0 - 4,0 1,5 - 3,0 1,5 - 2,5 1,5 - 2,5
(*) tempo de detenção total da série de lagoas
Fonte: von Sperling et al. (2003)
3.3 .1. Remoção de matéria orgânica
Um critério inicial de dimensionamento de lagoas facultativas é a observação da taxa
de aplicação superficial máxima (correspondente a uma demanda de área mínima)
para que se garantam condições de aerobiose. Como a temperatura é um catalisador
da atividade metabólica das bactérias e, portanto, do consumo de oxigênio, a taxa de
aplicação máxima é usualmente expressa como uma função da temperatura, ou seja,
deve-se adotar uma temperatura de projeto, em geral, referente à dos meses mais
frios. Mara (1997) apresenta uma equação empírica baseada na temperatura média do
ar no mês mais frio, o que levaria a um dimensionamento a favor da segurança
(Equação 3.3).
Ls = 350 x (1,07 – 0,002 T)
(T- 20)
(3.3)
Onde:
Ls = taxa de aplicação superficial máxima (kg DBO / ha . d)
T = temperatura média do ar no mês mais frio (
o
C).
11
von Sperling (2002) sistematizando informações de diferentes autores apresenta a
seguinte relação entre a temperatura do ar e da água em lagoas (Equação 3.4)
T
água
= 12,7 + 0,54 T
ar
(3.4)
von Sperling (2002) cita que para lagoas de maturação a taxa de aplicação superficial
máxima na primeira lagoa da série seja de 75% da taxa de aplicação da lagoa
facultativa precedente.
Muito genericamente, taxas de aplicação recomendadas para lagoas facultativas e de
maturação em países de clima tropical seriam, respectivamente, da seguinte ordem de
grandeza: < 300 kg DBO / ha.d e < 150 kg DBO / ha.d (CAVALCANTI et al.,
2001). Esses mesmos autores destacam que as taxas de aplicação superficiais em
lagoas de polimento são em geral mais baixas, pois a remoção de DBO ou DQO nos
reatores UASB é elevada. Além disso, o material orgânico remanescente no efluente
de um reator UASB é de mais difícil degradação e, assim, os problemas de
sobrecarga orgânica na primeira lagoa da série são minimizados, mesmo quando
apresente curto tempo de detenção e características parecidas com as de uma lagoa
facultativa convencional. Não obstante, informações mais precisas e objetivas sobre
taxas de aplicação superficiais máximas para lagoas de polimento são ainda
relativamente escassas.
Em geral, admitem-se modelos de primeira ordem para descrever a remoção de
DBO
5
em lagoas de estabilização, ou seja, a taxa de remoção é diretamente
proporcional à concentração de matéria orgânica. Além disso, é amplamente
reconhecida a influência do regime hidráulico da lagoa. O Quadro 3.1 apresenta os
modelos de remoção de DBO, de acordo com o regime hidráulico.
12
Quadro 3.1 – Fórmulas para estimativa da concentração efluente de DBO em
sistemas de lagoas.
Regime hidráulico Esquema Fórmula
Fluxo em pistão
tK
eSoS
.
.
Mistura completa
(uma célula)
t
K
So
S
.
1
Mistura completa
(células iguais em
série)
n
n
t
K
So
S
).1(
Fluxo disperso
dtKa
eaea
ae
SoS
d
a
d
a
d
...41
)1()1(
4
.
2
2
2
2
2
1
Fonte: von Sperling (2002).
Onde:
So = DBO total afluente (mg/L)
S = DBO solúvel efluente (mg/L)
K = coeficiente de remoção de matéria orgânica (d
-1
)
t = tempo de detenção hidráulica (d)
n = número de lagoas em série
d = número de dispersão (adimensional)
Em todas as fórmulas no Quadro 3.1, a solução do problema resume-se em fixar uma
das incógnitas para obter a segunda: eficiência de remoção e tempo de detenção
hidráulica.
Os regimes hidráulicos de mistura completa e fluxo em pistão constituem,
respectivamente, os modelos de menor e maior eficiência, ou sob outro prisma, para
uma dada eficiência desejada, o modelo de fluxo em pistão resultaria em
dimensionamento mais econômico (menor volume do reator). No entanto, como
esses regimes são idealizados (fluxo em pistão – dispersão longitudinal do fluxo
nula; mistura completa – dispersão do fluxo infinita), o modelo de fluxo em pistão
não pode ser adotado como critério de projeto, pois resultaria em
13
superdimensionamento da lagoa; por sua vez, o modelo de mistura completa pode ser
adotado, reconhecendo-se, entretanto, seu caráter conservador, ou seja, estar-se-ia
subestimando a eficiência real da lagoa.
Na prática, as lagoas apresentam um regime hidráulico intermediário, de fluxo
disperso, sendo, portanto, a adoção do modelo correspondente, o critério de
dimensionamento mais adequado. Critérios de projeto adequados incluem ainda a
aproximação ao fluxo em pistão, o que pode ser obtido com a adoção de relações
comprimento / largura as mais elevadas possíveis (menores números de dispersão) e
do maior número possível de lagoas em série.
O número de dispersão d pode ser determinado por meio de ensaios hidrodinâmicos
com traçadores, ou, na etapa de projeto, ser estimado com o emprego de fórmulas
empíricas que o associam à configuração geométrica da lagoa (Equações 3.5 e 3.6).
2
.014,1.254,0261,0 BLBL
BL
d
Yanez (1993) (3.5)
BL
d
1
von Sperling (2002) (3.6)
Onde:
d: número de dispersão;
L: comprimento da lagoa;
B: largura da lagoa.
O coeficiente de remoção de matéria orgânica (K), de forma condizente com o
pressuposto da cinética de primeira ordem, é função da carga orgânica afluente à
lagoa e é também uma característica intrínseca à configuração geométrica da lagoa.
Para o regime de mistura completa, von Sperling (2002) cita os seguintes valores de
K (20
o
C):
Lagoas facultativas primárias: 0,30 - 0,40 d
-1
Lagoas facultativas secundárias: 0,25 - 0,30 d
-1
Para o regime de fluxo disperso, von Sperling (2002) cita relações empíricas
propostas por Arceivala (1981) (Equação 3.7) e Vidal (1983) (Equação 3.8),
14
associando o coeficiente de remoção de DBO à taxa de aplicação superficial
(kg DBO/ha.d)
K = 0,132 log Ls – 0,146 (3.7)
K = 0,091 + 2,05 x 10
-4
Ls (3.8)
von Sperling (2002) registra que dados experimentais obtidos em uma lagoa
facultativa recebendo efluente de um reator UASB na cidade de Itabira – MG bem se
ajustaram às Equações 3.7 e 3.8. O mesmo encontraram Fonseca et al.(2005) em uma
lagoa facultativa no Rio de Janeiro, recebendo uma taxa de aplicação superficial de
250 kg DBO/ha .d.
Soares e Bernardes (2001), estudando lagoas facultativas na região de Brasília,
determinaram a seguinte relação em termos de DQO (Equação 3.9).
K = 0,0005 Ls – 0,056 (3.9)
Como a oxidação da matéria orgânica é influenciada pela temperatura, o coeficiente
de remoção de matéria orgânica (K) pode ser corrigido pela Equação 3.10.
K
T
= K
20
θ
(T-20)
(3.10)
Onde:
K
(T)
= coeficiente de remoção de DBO em uma dada temperatura do liquido (d
-1
)
K
20
= coeficiente de remoção de DBO na temperatura do líquido de 20ºC (d
-1
);
θ= coeficiente de temperatura (adimensional).
Para lagoas de polimento as informações são mais genéricas, por exemplo, que “os
coeficientes de remoção de DBO (K) são ligeiramente inferiores aos de lagoas
15
facultativas primárias e similares aos de lagoas facultativas secundárias, após lagoas
anaeróbias” (von SPERLING, 2002).
Cabe destacar que todas as equações do Quadro 3.1 referem-se à DBO efluente como
DBO solúvel. Entretanto, no cômputo da DBO total no efluente deve ser levada em
consideração a DBO particulada gerada da lagoa, ou seja, as microalgas. Yanez
(1993) apresenta uma relação entre DBO total e solúvel em função da taxa de
aplicação superficial de DBO total em lagoas de estabilização (Figura 3.6).
Figura 3.6 – Relação entre DBO total e solúvel em função da taxa de aplicação
superficial de DBO.
Fonte: adaptado de Yanez (1993).
Mara (1995) e von Sperling (2002) sugerem as seguintes relações entre o teor de
sólidos em suspensão, DBO
5
e DQO no efluente de uma lagoa (Equações 3.11 e
3.12):
1 mg SS/ L = 0,3 - 0,4 mg DBO
5
/ L (3.11)
1 mg SS/ L = 1,0 - 1,5 mg DQO / L (3.12)
Cavalcanti et al. (2001), estudando lagoas de polimento em Campina Grande – PB
(temperaturas do líquido entre 25
o
C e 26
o
C), com diferentes profundidades (0,65 m,
1,65 m, 2,0 m e 3,0 m), apresentam as seguintes informações:
O modelo de primeira ordem geralmente usado para descrever a diminuição
1.5
1.6
1.7
1.8
1.9
2.0
2.1
2.2
2.3
2.4
2.5
2.6
2.7
2.8
2.9
3.0
50 100 150 200 250 300 350 400 450
Taxa de aplicação superficial (Kg DBO/ha.d)
DBO total / DBO solúvel
16
da DBO
5
(total) em lagoas de estabilização parece menos adequado para
lagoas de polimento e que o processo se aproxima mais a uma reação de
ordem zero (neste caso, a diminuição da DBO
5
seria linear com o tempo).
A taxa de diminuição da DBO
5
depende, claramente, da profundidade: quanto
maior a profundidade mais lenta é a diminuição da DBO
5
.
As concentrações de DBO
5
e DQO brutas em efluentes finais de lagoas de
polimento dificilmente alcançam valores abaixo de 30 mg DBO
5
/ L e
60 mg DQO / L.
A DBO
5
filtrada no afluente da lagoa de polimento é uma fração de 50 a
65 % da DBO
5
bruta, o que indica que uma grande fração da DBO
5
(35 a
50 %) é devida à presença de material particulado, constituído,
predominantemente, de algas.
3.3 .2 – Remoção de organismos patogênicos
A remoção de organismos patogênicos em sistemas de lagoas envolve fatores
diversos, tais como: temperatura, insolação, pH, competição, predação, compostos
tóxicos, sedimentação.
Em linhas gerais, bactérias e vírus são removidos (inativados), principalmente, por
ação dos raios solares (UV). Já os cistos de protozoários e ovos de helmintos são
removidos por processos físicos, essencialmente a sedimentação, que se dá de
maneira efetiva com tempos de detenção hidráulica da ordem de 8 - 10 dias. Como a
remoção de bactérias e vírus é bem mais lenta, este é o fator determinante no
dimensionamento de um sistema de lagoas, ou seja, uma lagoa dimensionada para a
remoção de bactérias automaticamente alcançaria uma remoção eficiente de
protozoários e helmintos.
Na prática, o dimensionamento e o monitoramento de sistemas de lagoas têm por
base o emprego de organismos indicadores (da eficiência do tratamento) -
tradicionalmente as bactérias do grupo coliforme, com os seguintes pressupostos
(Bastos et al., 2003):
(i) o mecanismo de remoção dos organismos indicadores e patogênicos é similar;
(ii) o organismo indicador é mais resistente que os patógenos, ou seja, a taxa de
remoção / decaimento dos patógenos é superior à do indicador. Portanto, existiria
17
uma população residual de coliformes no efluente de uma lagoa à qual
corresponderia a ausência de patógenos (bactérias e vírus), em geral aceita como em
torno de 10
3
E.coli / 100 mL.
Bastos et al. (2006a) monitoraram o decaimento de populações de salmonela
inoculadas em lagoas piloto, confirmando o entendimento de que a remoção de
coliformes é um indicador apropriado da remoção de bactérias patogênicas (Figura
3.7).
1.00E+00
1.00E+01
1.00E+02
1.00E+03
1.00E+04
1.00E+05
1.00E+06
1.00E+07
1.00E+08
TDH 0 TDH 3 TDH 4 TDH 6 TDH 8 TDH 11
org/100mL
salmonela E. coli
Figura 3.7 – Decaimento de Salmonella e E.coli em uma série de lagoas em escala
piloto, Viçosa – MG, 2006.
Fonte: Bastos et al. (2006a)
O decaimento de coliformes em lagoas é também, em geral, descrito por modelos de
cinética de primeira ordem, ou seja, a taxa de mortandade é proporcional à
concentração de organismos em um dado instante. Assim, os critérios de
dimensionamento para a remoção de coliformes são similares aos de matéria
orgânica (Quadro 3.2) e muito do destacado no item anterior aplica-se também aqui –
a influência do regime hidráulico e da configuração geométrica das lagoas (relação
comprimento / largura elevada) e da série de lagoas (número de unidades).
18
Quadro 3.2 – Fórmulas para estimativa da concentração efluente de coliformes em
sistemas de lagoas.
Regime
hidráulico
Es quema Fórmula
Fluxo em
pistão
tK
b
eNoN
.
.
Mistura
completa
(1 célula)
tK
No
N
b
.1
Mistura
completa
(células iguais
em série)
n
b
n
t
K
No
N
).1(
Fluxo disperso
dtKa
eaea
ae
NoN
b
d
a
d
a
d
...41
)1()1(
4
.
2
2
2
2
2
1
Fonte: von Sperling (2002)
Onde:
No = contagem de coliformes no afluente (org / 100 mL)
N = contagem de coliformes no efluente (org / 100 mL)
K
b
= coeficiente de decaimento bacteriano (d
-1
)
t = tempo de detenção hidráulica (d)
n = número de lagoas em série
d = número de dispersão (adimensional)
Aqui, como são trabalhados números muito mais elevados do que no caso de matéria
orgânica (contagem de coliformes e eficiências de remoção da ordem de potências de
base 10), os efeitos do regime hidráulico se fazem sentir de forma muito mais nítida,
ou seja, no regime de mistura completa eficiências mais elevadas de remoção
somente são alcançadas às custas de tempos de detenção hidráulica também muito
elevados.
O número de dispersão d pode ser estimado com base na configuração geométrica da
lagoa (Equações 3.5 e 3.6).
A taxa de mortandade das bactérias é expressa pelo coeficiente de decaimento
bacteriano (K
b
), o qual é uma característica intrínseca ao tipo de organismo
19
(resistência do organismo), à lagoa (configuração geométrica, altura, valores de pH e
OD, enfim, às condições ambientais estabelecidas) e à temperatura (Equação 3.13).
K
bT
= K
b20
θ
(T-20)
(3.13)
Onde:
K
bT
= coeficiente de decaimento bacteriano em uma temperatura T (d
-1
);
K
b20
= coeficiente de decaimento bacteriano em 20ºC (d
-1
);
θ = coeficiente de temperatura ≈1,07
von Sperling (2002) sintetizando informações disponíveis na literatura apresenta as
sugestões de valores de K
b
apresentadas na Tabela 3.4.
Tabela 3.4 – Faixas de valores típicos de K
b
(20
o
C) para lagoas facultativas e de
maturação segundo os modelos de fluxo disperso e de mistura completa.
Tipo de lagoa TDH (d) h (m) L/B K
b
FD (d
-1
) K
b
MC (d
-1
)
Facultativa 15 - 40 1,5 - 2,0 2 - 4 0,2 - 0,3 0,4 - 0,5
Maturação (em série)
3 - 5
(em cada lagoa)
0,8 - 1,2 1 - 3 0,4 - 0,7 0,6 - 1,2
TDH: tempo de detenção hidráulica; h: profundidade; L / B: relação comprimento / largura; FD: fluxo
disperso; MC: mistura completa.
Fonte: adaptado de von Sperling (2002).
Os valores de K
b
mais elevados nas lagoas de maturação são condizentes com as
características destas unidades (mais rasas, cargas orgânicas mais reduzidas) e as
condições ambientais predominantes (melhor penetração dos raios solares, atividade
fotossintética mais intensa ao longo de toda a profundidade da lagoa, elevados
valores de pH e OD).
No tocante à variação de K
b
ao longo de lagoas em série, a julgar somente pelo
pressuposto da cinética de primeira ordem, seria de se pensar em um decréscimo
gradual (pois a população bacteriana afluente a cada lagoa é decrescente), porém o
inverso se dá, porque o ambiente ao longo da série se torna cada vez mais inóspito à
sobrevivência dos organismos.
von Sperling (2002), sistematizando dados de 33 lagoas facultativas e de maturação
no Brasil, com amplas variações de configuração, apresenta um modelo de estimativa
20
de K
b
(fluxo disperso) em função da profundidade e do tempo de detenção hidráulica
(Equação 3.14). Interessante notar que o coeficiente de decaimento de coliformes é
inversamente proporcional não somente à profundidade da lagoa, mas também ao
tempo de detenção hidráulica. Ampliando os estudos para 82 lagoas e outras partes
do mundo, os resultados mostraram que o tempo de detenção hidráulica exercia um
efeito bem menor que a profundidade, propondo, então, o autor um modelo mais
simplificado, apenas em função da profundidade da lagoa (Equação 3.15). Para
valores mais baixos de tempo de detenção e profundidades (h < 1,0 m), exatamente
as condições usualmente encontradas em lagoas de maturação e de polimento, os
resultados das duas equações se aproximam (von SPERLING, 2002).
Posteriormente, von Sperling (2005), averiguando resultados obtidos em 186
unidades de lagoas facultativas, de maturação e de lagoas de polimento, a maioria no
Brasil, apresentou a Equação 3.16.
K
b
= 0,917 . H
-0,877
. TDH
-0,329
(R
2
= 0,847) (3.14)
K
b
= 0,542 . H
-1,259
(R
2
= 0,500) (3.15)
K
b
= 0,628 . H
-1,286
. TDH
-0,103
(R
2
= 0,874) (3.16)
Com relação à posição da lagoa na série e tomando como referência a Equação 3.15,
von Sperling (2002) apresenta as seguintes sugestões: (i) lagoas primárias e
secundárias – K
b
de 5% a 15% menor que o valor da equação geral e (ii) lagoas
terciárias e subseqüentes - K
b
de 5% a 15% maior que o valor da equação geral.
Para lagoas de polimento, as informações são mais escassas ou genéricas, por
exemplo, que “os coeficientes de remoção bacteriana (K
b
) são da mesma ordem de
grandeza (ou talvez um pouco mais elevados) daqueles obtidos para lagoas
facultativas e de maturação” (von SPERLING, 2002).
Analisando dados de 17 lagoas de polimento (escala real, piloto e de demonstração,
incluindo parte do banco de dados desta dissertação) von Sperling et al. (2003)
registram que a maioria das lagoas conduziu a valores de K
b
superiores aos das
lagoas facultativas e de maturação que deram origem à Equação 3.15, mas que, de
modo geral, observou-se ótimo ajuste entre os valores de E.coli efluentes observados
e estimados com a Equação 3.15.
21
Pesquisas no âmbito do PROSAB
1
com lagoas de polimento (cujo banco de dados
inclui alguns dos resultados desta dissertação) permitiram a determinação de Kb em
função de lâmina como descrito na Equação 3.17 (von SPERLING et al., 2005).
K
b
= 0,710 . H
-0,955
(R
2
= 0,342) (3.17)
Por fim, para feito de projeto de lagoas de polimento deve-se levar em consideração
que a remoção de bactérias do grupo coliforme em reatores UASB em geral não
supera uma unidade logarítmica.
3. 3 .3 – Remoção de nitrogênio
No esgoto sanitário bruto, o nitrogênio é encontrado, preponderantemente, na forma
de nitrogênio orgânico (como proteínas, ácidos nucléicos, uréia, compostos
orgânicos sintéticos) e amônia (produtos industrializados, tais como produtos de
limpeza, ou produzida a partir da desaminação de compostos orgânicos e da hidrólise
da uréia). Em efluentes tratados, o nitrogênio será encontrado em diferentes espécies,
dependendo do tipo de tratamento - em ambientes aeróbios pode ocorrer a
nitrificação ou oxidação bioquímica (mineralização) das formas de nitrogênio, de
amônia a nitritos e nitratos; em ambientes anaeróbios, a desnitrificação ou redução
das formas de nitrogênio, de nitratos a nitritos e, finalmente a nitrogênio elementar
(N
2
) e, ainda, uma intensa amonificação do nitrogênio orgânico.
A literatura apresenta uma série de mecanismos de remoção de nitrogênio em
sistemas de lagoas: volatilização da amônia, assimilação de amônia e nitratos pelas
algas, sedimentação do nitrogênio orgânico, nitrificação – desnitrificação, os quais
podem predominar de acordo com as características e a configuração do sistema de
lagoas e de fatores externos, como o clima. Alguns autores diferenciam estes
mecanismos entre mecanismos de remoção e de transformação (CAMARGO e
MARA, 2005; SENZIA et al., 2002) (Figura 3.8).
O nitrogênio orgânico particulado poderá ser sedimentado junto ao fundo da lagoa ou
hidrolisado a nitrogênio orgânico solúvel e, este, mineralizado a amônia. Outra via de
sedimentação de nitrogênio orgânico seria a floculação espontânea e a sedimentação
1
Programa de Pesquisa em Saneamento Básico, financiado pela FINEP e CNPq.
22
de algas (CAVALCANTI et al., 2001) ou a sedimentação de algas mortas. Arceivala
(1981) refere-se ao material celular das algas como sendo composto de 6 a 12% de
nitrogênio em peso seco e, assim, von Sperling (2002), estima que o percentual de
retirada de nitrogênio através da perda de biomassa algal com o efluente situa-se
entre 10 e 20%.
Figura 3.8 – Mecanismos de transformação e de remoção do nitrogênio em sistemas
de lagoas.
Fonte: adaptado de Andrianarison et al. (2006) e Senzia et al. (2002).
A nitrificação é um processo biológico que ocorre em duas fases distintas, por grupos
distintos de bactérias aeróbias autotróficas. Em primeira instância ocorre a
nitrosação, processo em que bactérias, predominantemente do gênero Nitrosomonas,
oxidam a amônia (NH
3
) até a formação do ácido nitroso (HNO
2
), o qual se dissocia
formando nitritos (NO
2
-
). No processo seguinte, de nitratação, bactérias,
predominantemente do gênero Nitrobacter, oxidam o ácido nitroso em ácido nítrico
(HNO
3
), que se dissocia formando nitratos (NO
3
-
). Entretanto, estas bactérias
apresentam um metabolismo relativamente lento em ambientes como os de lagoas.
Do exposto, prevalece um entendimento comum, ao menos na literatura nacional, de
que as condições em ‘lagoas convencionais’ não são propícias para a remoção
biológica de nutrientes (CAVALCANTI et al., 2001) e de que o mecanismo
predominante de remoção de nitrogênio é a volatilização da amônia (von
SPERLING, 2002).
N
orgânico
NH
3
NO
3
N
org
afl
N
org
efl
N
org
sed
Mineralizaçã
o
Nitrificação
NO
3
eflNH
3
efl
Volatilização
NH
3
afl
Assimilação
Desnitrificação
NO
3
afl
Regeneração
23
Não obstante, trabalhos desenvolvidos em lagoa facultativa na Tanzânia, África,
revelaram que a sedimentação do nitrogênio orgânico foi o mecanismo predominante
na remoção de nitrogênio (9,7%) e, em seqüência, a desnitrificação (4,1%) e a
volatilização (0,1%); como mecanismos de transformação ocorreram, na seqüência:
mineralização (19,2%), assimilação (17,4%) e nitrificação (2,4%) (SENZIA et al.,
2002)
Camargo e Mara (2005), estudando duas lagoas de maturação em Bradford –
Inglaterra, testaram modelos propostos por Pano e Middlebrooks (1982) e Reed
(1985) e verificaram que os mesmos predizem resultados superestimados ou
diferentes da realidade dos experimentos. A partir de um balanço de massa, a
remoção de nitrogênio pela sedimentação de algas mortas foi identificada como o
mecanismo de maior importância. Os experimentos foram conduzidos sob as
seguintes condições: outono - inverno, temperaturas médias de 7,7 e 7,6
o
C e valores
de pH de 7,1 e 7,2, respectivamente para as duas lagoas em série; primavera - verão,
temperaturas médias de 7,2 e 7,3
o
C e valores pH de 7,9 e 8,9.
Na costa do mediterrâneo, em uma lagoa de maturação, períodos de baixa
temperatura favoreceram o mecanismo de volatilização da amônia, mas à medida que
a temperatura ambiente se elevava, a nitrificação, seguida de desnitrificação,
passaram a prevalecer; segundo os autores, cerca de 82 % da remoção de nitrogênio
total foi realizada através da nitrificação - desnitrificação (ANDRIANARISON et al.,
2006).
Zimmo (2003), comparando uma série de lagoas em escala experimental ao norte de
Jerusalém, com e sem camada de macrófitas na superfície (duckweeds – Lemma
giba), verificou, com o uso de câmaras de captura de gases que, em ambos os
sistemas, a remoção de amônia não excedeu a 1,5% da amônia total afluente; o autor
sugere que a sedimentação ou a nitrificação - desnitrificação venham ser os
mecanismos predominantes para remoção de nitrogênio total.
3.3.3. 1 - Remoção de nitrogênio por volatilização de amônia
No meio líquido a amônia pode ser encontrada na sua forma livre e, ou, ionizada, de
acordo com o seguinte equilíbrio (Equações 3.18 e 3.19) (SAWYER et al., 2003).
24
NH
4
+
NH
3
+ H
+
(3.18)
10
4
3
1056,5
x
HNH
NH
K
a
pK
a
= 9,26 (25º C) (3.19)
A variação da constante de ionização (pKa) com a temperatura pode ser descrita pela
Equação 3.20 (EMERSON et al., 1975, citado em CAVALCANTIet al., 2001).
T
pK
a
92,2729
09018,0 (3.20)
Onde: T =Temperatura em graus Kelvin.
Para uma temperatura de 25
o
C (298
o
K) a constante de dissociação é pK
a
= 9,26;
portanto, para valores de pH em torno de 9,3 aproximadamente 50% da amônia está
na forma de NH
3
e 50% na forma de NH
4
+
; em valores de pH mais elevados
predomina a forma não ionizada (NH
3
) (praticamente 100% em pH próximo de 11) e
para valores de pH próximos da neutralidade, praticamente toda a amônia encontra-
se na forma ionizada (NH
4
+
) (Figura 3.9).
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
5 6 7 8 9 10 11 12 13 14
pH
Fr ação molar
NH 3 NH4 +
Figura 3.9 – Fração de amônia na forma gasosa (NH
3
) e na forma ionizada (NH
4
), em
função do pH à 25
o
C.
Fonte: adaptado de Cavalcantiet al. (2001).
25
A remoção de amônia por volatilização (dessorção para a atmosfera) é um processo
físico de desprendimento de gás amônia (NH
3
) a partir da dissociação do íon NH
4
+
em ambientes aquáticos com valores elevados de pH.
Em sistemas de lagoas o pH eleva-se com a atividade fotossintética que ocorre nas
proximidades da superfície, pois as algas, com o consumo de CO
2
, retiram acidez
carbônica do meio líquido. Por outro lado, a dessorção de NH
3
é equivalente à adição
de um ácido forte. Nestes processos, estequiometricamente, a remoção de CO
2
não
afeta a alcalinidade, reduzindo a acidez em 2 meq / mmol; a remoção de NH
3
representa uma redução de 1 meq / mmol da alcalinidade e um aumento de 1
meq / mmol da acidez (Tabela 3.5).
Tabela 3.5 – Efeito de diferentes processos sobre a alcalinidade, a acidez e o pH em
sistemas de lagoas.
Processo
Alc
(meq/mmol)
Ac
(meq/mmol)
pH
Remoção de CO
2
0 -2 Aumenta
Desprendimento de NH
3
-1 +1 Diminui
Fonte: Cavalcanti et al. (2001).
Se a amônia livre é a forma volatilizável, por outro lado é a forma tóxica à
comunidade aquática e, portanto, para efeito de lançamento em corpos receptores e
de utilização de efluentes em piscicultura importa conhecer a proporção NH
3
/ NH
4
+
(Equação 3.21 e Figura 3.10).
pH-273,20)](T/2729,92[0,0918
10
1
100
3
NH%
T: temperatura (ºC) (3.21)
Fonte: Thurston et al. (1981), citados por Bastos et al. (2003b)
26
Figura 3.10 – Concentração de amônia livre na água de acordo com o pH e a
concentração de amônia total (23ºC).
Fonte: Adaptado de Sawyer et al. (2003)
Assim, à temperatura do liquido de 23
º
C
2
e tomando a concentração limite (tóxica
para piscicultura) de amônia livre como 2 mg / L, problemas de toxicidade
ocorreriam quando o nitrogênio amoniacal (amônia total) e o pH se apresentassem,
por exemplo, nos seguintes valores: (i) pH > 8 e N-NH
3
= 55,6 mg / L
3
; (ii) pH > 9,5
e N-NH
3
= 3,6 mg / L; (iii) pH > 11 e N-NH
3
= 2,05 mg / L.
Em lagoas facultativas, a eficiência de remoção de nitrogênio situa-se entre 30 e 50%
(von SPERLING, 2002) e a volatilização de amônia não é tão intensa, pois a
atividade fotossintética não é tão acentuada e a degradação de cargas orgânicas
relativamente elevadas gera CO
2
. Nas lagoas de maturação e de polimento, mais
rasas, pelo todo já exposto, o pH pode alcançar valores bastante elevados, bem como
o oxigênio dissolvido, o qual, se em condições de supersaturação, pode desprender-
se da fase líquida e favorecer o arraste do gás amônia.
2
Curvas como as da Figura 3.9 podem ser construídas para diferentes valores de temperatura; o
exemplo foi dado com 23ºC, por ser esta típica dos valores encontrados nas lagoas de polimento nos
experimentos conduzidos ao longo desta dissertação.
3
O exemplo com 55,6 mg L
-1
serve apenas como ilustração; valores desta ordem de grandeza
naturalmente devem ser vistos com toda reserva para a utilização de efluentes em piscicultura,
dadas as grandes variações de pH verificadas em lagoas de polimento.
0.001
0.010
0.100
1.000
10.000
100.000
6.0 7.0 8.0 9.0 10.0 11.0 12.0
pH
NH3 (mg/L)
50 mg/L 30 mg/L 10 mg/L 5 mg/L 3 mg/L 2 mg/L
NH
3
+ NH
4
+
27
3.3.3.2 - Modelos de estimativa da concentração efluente de nitrogênio
Assumindo a volatilização da amônia como o principal mecanismo de remoção de
nitrogênio e uma cinética de primeira ordem, Pano e Middlebrooks (1982), com base
no monitoramento de três sistemas de lagoas facultativas operando nos EUA com
taxas de aplicação de DBO inferiores a 40 kg / ha.d, e assumindo um regime de
mistura completa, propuseram os seguintes modelos para a estimativa da
concentração efluente de amônia (Equações 3.22, 3.23 e 3.24).
Até 20ºC
)6,6).(.044,0041,1(
)..000134,00038,0).(/[(1
1
pHT
eTQACo
Ce
(3.22)
21ºC a 25ºC
))6,6.(540,1(3
)./.(10035,51
1
pH
eQAxCo
Ce
(3.23)
Ou, simplificadamente:
Co / Ce =1 + (1/CH) . K . e
(pH - 6,6)
(3.24)
Onde:
Q = vazão (m³ / d)
Co = concentração de amônia total afluente (mg / L)
Ce = concentração de amônia total efluente (mg / L)
CH = Q /A = taxa de aplicação superficial hidráulica (m / d)
T = temperatura (ºC)
K = coeficiente de remoção de NH
3
(m / d)
28
Estes modelos evidenciam uma importante relação entre remoção de amônia , o pH e
a taxa de aplicação hidráulica superficial e, portanto, a relação profundidade / tempo
de detenção hidráulica (Equação 3.25), mas por outro lado, como bem observa von
Sperling (2002), não permitem uma solução contínua para temperaturas inferiores e
superiores a 20
O
C; além disso, são dependentes do pH, uma variável não conhecida
na etapa de projeto.
CH = Q / A = H / TDH (3.25)
Onde:
CH = Q /A = taxa de aplicação superficial hidráulica (m
3
/ m
2
. d)
Q = vazão (m³ / d)
A = área da lagoa (m
2
)
V = volume da lagoa (m
3
)
TDH = tempo de detenção hidráulica (d)
H = profundidade da lagoa (m)
Nota-se que a remoção de amônia praticamente cessaria em pH igual a 6,6. No que
diz respeito à taxa de aplicação hidráulica superficial, Cavalcanti et al. (2001),
estudando lagoas de polimento em Campina Grande - PB, observaram elevada
remoção de amônia em lagoas rasas mesmo para TDH relativamente curtos, mas que
em qualquer profundidade praticamente não há remoção se a taxa de aplicação
hidráulica superficial não for baixa; estes autores concluíram que: (i) a remoção de
amônia começa a ser factível a partir de um pH de 8,0, aumentando à medida que o
pH aumenta; (ii) é possível uma remoção elevada de nitrogênio em lagoas rasas, mas
a área per capita necessária é grande - 1,5 a 2,5 m
2
/ habitante e (iii) quando a
profundidade é maior que 1,0 m a remoção de nitrogênio praticamente não ocorre.
Soares et al. (1996) reescreveram a equação de Pano e Middlebrooks (Equação 3.26),
trabalhando em um complexo de lagoas em escala piloto em Campina Grande – PB
sob as seguintes condições operacionais: lagoa anaeróbia (h = 2,50 m; TDH = 0,5 -
1,0 d) + lagoa facultativa (h = 1,0 - 2,0m; TDH = 1,5 -6,0 d; Ls = 190 –
770 kg DBO / ha . d) + série de três lagoas de maturação (h = 0,40 - 1,0 m;
TDH = 2,0 - 7,0 d, Ls = 19 -300 kg DBO / ha.d). Nestes experimentos a remoção de
29
amônia ocorreu em valores de pH a partir de 7,5 e daí o expoente (pH-7,5) na
Equação 3.26 ao invés do original (pH-6,6) do modelo de Pano e Middlebrooks.
))5,7.(871,1(2
)./.(105,51
1
pH
eQAxCo
Ce
(3.26)
Reed (1985) desenvolveu um modelo (Equação 3.27) levando em consideração o
regime de fluxo em pistão e cinética de primeira ordem, com temperatura variando
de 1ºC a 20ºC, pH de 6,4 a 9,5 e tempo de detenção entre 5 e 231 dias. O autor
argumenta que nitrificação e desnitrificação ocorrem em quantidades mínimas em
lagoas de estabilização e afirma que a principal rota de remoção é a volatilização da
amônia (períodos ensolarados) e deposição de nitrogênio orgânico junto ao fundo das
lagoas (períodos mais frios).
)]6,6.(6,60[
pHtK
T
e
Co
Ce
(3.27)
Onde:
C
e
= concentração de nitrogênio total efluente (mg / L)
C
o
= concentração de nitrogênio total afluente (mg / L)
t = tempo de detenção hidráulica na lagoa (d)
pH = pH na lagoa
K
T
= coeficiente de remoção a uma temperatura T (d
-1
)
K
T
= K
20
.(θ)
(T-20)
T = temperatura do líquido (
o
C)
K
20
= 0,0064 d
-1
θ= 1,039
Este modelo também assume uma remoção negligível em um valor de pH de 6,6 e
não leva em consideração, ao menos explicitamente, a variável profundidade da
lagoa, mas somente o tempo de detenção hidráulica; sua utilização também
pressupõe o conhecimento do valor de pH.
30
Em experimentos conduzidos com lagoas de estabilização primárias no Peru (taxas
de aplicação superficial de 50 - 1.200 kg DBO ha . d), com base em 40 observações,
Yanez (2001) procurou estabelecer uma associação entre a fração de nitrogênio
amoniacal afluente e efluente e a taxa de aplicação superficial de DBO (Equação
3.28). Sob tais condições experimentais o autor observou que as lagoas não
apresentavam capacidade nitrificante e que, abaixo da taxa de aplicação facultativa
máxima (357,4 kg DBO ha . d) a remoção de nitrogênio amoniacal se dava
preponderantemente pela incorporação na biomassa, ou seja, pelo aumento do
nitrogênio orgânico, permanecendo o NTK constante. Para valores acima da taxa de
aplicação facultativa máxima, sob condições anaeróbias, ocorria a produção de
amônia.
Ls
Ls
Co
Ce
.84,0188,57
(3.28)
Onde:
C
e
= concentração de amônia efluente (mg / L)
C
o
= concentração de amônia afluente(mg / L)
Ls = taxa de aplicação superficial de DBO (Kg DBO / ha. d)
3.3 .4 – Remoção de fósforo
Segundo Houng e Gloyna (1984) a remoção de fósforo total em lagoas de
estabilização obedece a uma cinética de primeira ordem; entretanto, devido aos
variados e complexos mecanismos intervenientes sua modelagem não é fácil: (i)
assimilação por bactérias e algas e perda com a saída do efluente; (ii) precipitação de
fosfato na forma de minerais sob condições de pH elevado, por exemplo
hidroxiapatita -Ca
10
(OH)
2
(PO
4
)
6
e estruvita - Mg (NH
4
) PO
4
; (iii) sedimentação de
fósforo orgânico e (iv) mineralização e desprendimento de fósforo no sedimento
(regeneração).
von Sperling (2002) estima que o percentual de perda de biomassa algal com o
efluente situa-se em torno de 10%.
31
Experimentos conduzidos por Powell et al. (2006) registram que a remoção biológica
de fósforo em lagoas é influenciada principalmente pela concentração de fosfato,
intensidade luminosa e temperatura. Segundo Mara (1997), um aumento do número
de lagoas numa série, promove um acréscimo na remoção devido a uma progressiva
imobilização do fósforo sedimentado.
A solubilidade e a concentração relativa das espécies de fosfatos (H
2
PO
4
-
, HPO
4
=
e
PO
4
3-
) dependem do pH e da presença e da concentração de cátions (por exemplo
Ca
2+
e Mg
2+
). A Figura 3.11 mostra um exemplo de diagrama de solubilidade de
vários fosfatos de cálcio e dos possíveis precipitados que se podem formar em função
do pH, a partir das seguintes reações de equilíbrio (CAVALCANTI et al., 2001):
CaHPO
4
→ Ca
2+
+ HPO
4
-
(pK = 6,6)
Ca
4
H(PO
4
)
3
→ 4Ca
2+
+ 3PO
4
3-
+ H
+
(pK = 46,9)
Ca
10
(OH)
2
(PO
4
)
6
→10Ca
2+
+ 6PO
4
3-
+ 2OH
-
(pK = 114)
Figura 3.11 – Diagrama da solubilidade para vários minerais fosfatados, com a
indicação de faixas de concentração de fósforo
Fonte: Cavalcanti et al. (2001)
A partir deste exemplo, Cavalcanti et al. (2001) especulam que a solubilidade de
fosfato como hidroxila apatita - Ca
10
(OH)
2
(PO
4
)
6
- estaria na faixa de 10
-9
- 10
-10
moles P / L e, estando a concentração de fósforo no esgoto na faixa de 0,2 - 0,3 x 10
-
32
3
moles / L (6 -9 mg P / L), termodinamicamente deveria haver uma remoção
eficiente por precipitação de fosfatos minerais; todavia, como observam os autores,
na prática a remoção de fósforo em lagoas é bem aquém daquela correspondente ao
equilíbrio termodinâmico e o mecanismo parece ser mais a sedimentação de fosfato
orgânico.
Silva et al. (1995a), trabalhando no mesmo complexo de lagoas em escala piloto
descrito no item 3.3.3.2 (Campina Grande – PB), registrou incrementos de P-total e
ortofosfatos solúveis desde a ‘não-remoção’ (fosfatos) até 25 - 60%, sendo as
maiores eficiências registradas em séries mais longas (TDH) de lagoas mais rasas e
as piores coincidentes com as mais elevadas cargas orgânicas.
Brito (1997), trabalhando com uma lagoa de polimento chicaneada em Itabira - MG
(taxa de aplicação superficial média de 262 kg / ha . d (93 - 776), profundidade de
1,0 m, TDH de 1,5 - 13,7 dias) registrou remoções de fósforo total desde a ‘não-
remoção até 25%, sendo que os piores resultados ocorreram com as sobrecargas
orgânicas.
Mascarenhas (2002), trabalhando também em Itabira – MG, agora com duas lagoas
de polimento em série, em escala de demonstração – taxa de aplicação superficial
146 - 318 kg DBO / ha . d, profundidade de 0,4 - 0,6 m, TDH de 2,7 - 4,0 dias em
cada lagoa – registrou remoções de fósforo total de 41 - 58%, sendo os melhores
obtidos com as profundidades mais baixas.
Cavalcanti et al. (2001), estudando lagoas de polimento em Campina Grande - PB,
observaram que remoções de fósforo mais elevadas (60 a 80%) somente são
alcançadas em lagoas rasas (h ≤0,65 m), com baixas taxas de aplicação hidráulica
(portanto, grandes áreas per capita - 2 a 3 m
2
/ hab) e com valores de pH de no
mínimo 9.
33
4 – METODOLOGIA
4.1 – Descrição da ETE experimental
Os trabalhos foram desenvolvidos na Unidade Integrada de Tratamento e Utilização
de Efluentes, localizada no bairro Violeira, Viçosa – MG, instalada em 2001e
consolidada como unidade experimental no âmbito do PROSAB.
Até o início de 2003, o pré-tratamento era realizado por meio de um reator UASB,
após o que foi instalado um biofiltro aerado submerso (BF). O sistema UASB + BF,
em escala real, é constituído por unidades pré-fabricadas em aço, com as seguintes
dimensões: (i) UASB – área = 8,4 m
2
(2,4 m x 2,4 m), altura útil = 5,7 m; (ii) BF -
área = 2,9 m
2
(1,7 m x 1,7 m), altura útil = 2,0 m (Figura 4.1). Com população de
projeto de 1.500 habitantes, este sistema recebe hoje a contribuição de cerca de 800
habitantes, com uma vazão média estimada de 115 m
3
/ dia.
Figura 4.1 – Vista do sistema UASB + BF, ETE Violeira, Viçosa - MG
A série experimental de lagoas de pós-tratamento (escala piloto, pré-fabricadas em
fibra de vidro), em operação desde outubro de 2001, era constituída inicialmente por
três unidades. No início de 2004 foi instalada uma quarta lagoa, com a possibilidade
34
de ser operada em série ou em paralelo à terceira lagoa. Todas as lagoas apresentam
área útil de 16,3 m
2
e relação comprimento/ largura de 2,0 (Figuras 4.2 e 4.3).
2,85
5,7
UASB + BF
REATOR ANAERÓBIO DE FLUXO ASCENDENTE
UASB
BF BIOFILTRO AERADO SUBMERSO
REGULADOR DE VAZÃORV
RV
L4
CAIXA DE PASSAGEMCP
LAGOAS DE POLIMENTO (ESCALA PILOTO)
L3
L2
L1
CP
L1 L2 L3
L4
Figura 4.2 – Ilustração esquemática da série experimental de lagoas.
Figura 4.3 – Vista da série experimental de lagoas.
Ao longo do período de estudo desta dissertação o sistema de lagoas foi operado com
variações em termos de vazão e profundidades e, por conseguinte, de tempo detenção
hidráulica e de taxa de aplicação hidráulica superficial, caracterizando nove
‘períodos operacionais’ (Tabela 4.1). Cabe registrar que a lagoa 4 foi por vezes
35
utilizada em experimentos de piscicultura (nos períodos em a lagoa 4 operou em
paralelo à lagoa 3) e daí, algumas configurações pouco usuais em sistemas de
tratamento, por exemplo, profundidades crescentes ao longo da série.
4.2 – Análises laboratoriais
As análises foram realizadas no Laboratório de Controle de Qualidade da Água da
Divisão de Água e Esgotos (DAG UFV). Os parâmetros quantificados ao longo de
todos os períodos foram: DBO
5
, DQO (total e filtrada), sólidos suspensos, N-
orgânico, N-amoniacal, nitrato, fósforo (total e solúvel), condutividade elétrica (CE),
pH, alcalinidade, clorofila a e bactérias do grupo coliformes. Para determinação da
DQO filtrada e SST foram utilizadas membranas AP 40 em microfibra de vidro sem
resina, da marca Millipore. Cabe ressaltar que nem todos os parâmetros foram
determinados sistemática ou ininterruptamente ao longo de todos os períodos de
monitoramento. Em outras ocasiões, por motivos de problemas analíticos ou
fatalidades, tais como quebra de equipamentos ou roubo de computadores, dados
foram perdidos ou descartados. A tabela 4.2 apresenta as análises efetuadas nas
unidades de tratamento ao longo dos períodos de monitoramento.
Os parâmetros físicos químicos e microbiológicos foram quantificados por métodos
padronizados no Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater
(APHA / AWWA / WEF, 1998). A determinação de coliformes foi realizada com o
emprego de método cromogênico e o meio de cultura Colilert®.
36
Tabela 4.1 – Variações operacionais do sistema de lagoas, Unidade Experimental da Violeira, Viçosa –MG, 2001 a 2006
L1 L2 L3 L4
Período
Q TDH h Q/A Q TDH h Q/A Q TDH h Q/A Q TDH h Q/A
1 (out 2001- abr 2002)
(1)
1,50 9,40 0,90 0,093 1,50 9,40 0,90 0,093 1,50 9,40 0,90 0,093 - - - -
2 (jun - nov 2002)
(1)
2,00 7,05 0,90 0,123 2,00 7,05 0,90 0,123 2,00 7,05 0,90 0,123 - - - -
3 (mar - mai 2003)
(2)
2,00 7,05 0,90 0,123 2,00 5,38 0,70 0,123 2,00 2,31 0,30 0,123 - - - -
4 (mar - set 2004)
(2) (3)
4,20 3,36 0,90 0,259 4,20 3,36 0,90 0,259 2,10 5,14 0,70 0,130 2,10 5,14 0,70 0,130
5 (set 2004 - jul 2005)
(2) (3)
3,00 4,70 0,90 0,185 3,00 4,70 0,90 0,185 1,50 7,20 0,70 0,093 1,50 7,20 0,70 0,093
6 (out 2005 - mar 2006)
(2) (3)
1,50 5,10 0,50 0,093 1,50 4,10 0,40 0,093 0,75 18,8 0,90 0,046 0,75 18,8 0,90 0,046
7 (abr - ago 2006)
(2) (4)
1,50 5,10 0,50 0,093 1,50 4,10 0,40 0,093 1,50 4,10 0,40 0,093 1,50 9,40 0,90 0,093
8 (set - nov 2006)
(2) (4)
1,50 7,20 0,70 0,093 1,50 7,20 0,70 0,093 1,50 4,10 0,40 0,093 1,50 4,10 0,40 0,093
9 (nov 2006 - fev 2007)
(1) (4)
1,50 7,20 0,70 0,093 1,50 7,20 0,70 0,093 1,50 4,10 0,40 0,093 1,50 4,10 0,40 0,093
Q: vazão (m³/d); TDH: tempo de detenção hidráulica (d); h: profundidade (m); Q/A: taxa de aplicação hidráulica superficial; (1) o sistema de lagoas recebia o efluente do UASB; (2)
o sistema de lagoas recebia o efluente do BF; (3) lagoa 4 operada em paralelo a lagoa 3; (4) lagoa 4 operada em série.
37
Tabela 4.2 – Parâmetros quantificados ao longo dos períodos operacionais.
Período operacional
Parâmetro
1 2 3 4 5 6 7 8 9
DBO X X X X X X X X X
DQO X X X X X X X X X
DQO filt. X X X X X X X X
SST X X X X X X X X
N -NH
3
X X X X X X X X X
pH X X X X X X X X X
OD X X X X X X X X X
N -org X X X
Nitrato X X X X X X X X X
Fósforo total X X X X X X X X X
Fósforo solúvel X X X X X
Alcalinidade X X X X X
Cloretos X X X X
Cond. elétrica
(2)
X X X X X X X X X
Clorofila a X X X X X X X X
Coliformes totais X X X X X X X X X
E. coli X X X X X X X X X
4.3 – Coleta de amostras e atividades de campo.
O monitoramento do sistema de tratamento foi realizado em freqüência variando
entre semanal e quinzenal. As amostras para a determinação dos parâmetros físicos e
químicos de esgoto bruto e dos efluentes do UASB e do BF eram coletadas de forma
composta, entre 08 h e 18 h a cada hora. Este também foi o procedimento adotado até
o quarto período para a amostragem dos efluentes das lagoas, a partir de quando a
amostragem passou a ser pontual, por coluna, às 10 h. As coletas para quantificação
dos parâmetros microbiológicos eram efetivadas pontualmente nos efluentes de cada
unidade de tratamento, na parte da manhã, em frascos previamente esterilizados.
Os parâmetros oxigênio dissolvido (OD) e pH foram determinados em campo com o
emprego de equipamentos portáteis - oxímetro modelo DM-4 e pHmetro modelo
38
DM-21, ambos da marca DIGIMED (Figura 4.4). Quando ocorriam problemas com o
equipamento, as amostras eram conduzidas ao laboratório e as leituras de pH eram
realizadas com um eletrodo de bancada.
As leituras de OD e pH nas lagoas de polimento coincidiam com os dias de coleta e
eram realizadas sempre em intervalos de duas horas, ao longo da profundidade, com
espaçamento de 15 centímetros entre a superfície e o fundo de cada lagoa. As
medições em campo variaram entre 10 horas (início às 8 h e término às 18 h) e 22
horas (início às 8 h e término às 6 h do dia seguinte), sendo 10 horas a duração com
maior freqüência ao longo dos períodos operacionais. Nos períodos 1 a 6, as medidas
de OD foram obtidas por sonda de profundidade (Figura 4.5) e nos períodos 7 a 9,
por problemas na sonda, as amostras passaram a ser coletadas nas respectivas
profundidades e registradas na mesma hora por uma célula de bancada; para isso era
utilizado um coletor de profundidade (Figura 4.6).
Figura 4.4 – Oxímetro e pHmetro utilizados no monitoramento de campo
39
Figura 4.5 – Ilustração do aparato para as medidas de OD com a sonda de
profundidade.
Figura 4.6 – Detalhe do coletor de profundidade.
4.4 – Sistematização do banco de dados e apresentação dos resultados
Até agosto de 2004, o descarte de lodo do reator UASB era realizado unicamente
com base na concentração de SST no efluente do reator e em volume constante (em
torno de 5% do volume útil do reator com freqüência mensal). A partir de então o
descarte passou a ser feito em torno de 10% do volume útil (4,8 m
3
), seguido de um
descarte pontual mais elevado (8m
3
) e o retorno à rotina de descarte de 5% do
volume útil (freqüência quinzenal), orientada pela devida quantificação e
caracterização da biomassa (no leito e na manta de lodo). Os resultados referentes ao
desempenho do sistema UASB + BF foram agrupados em períodos anteriores e
posteriores à intervenção no sistema: (i) Fase I – até agosto de 2004; (ii) Fase II – a
partir de agosto de 2004.
40
Os resultados do monitoramento do sistema de lagoas foram agrupados de acordo
com os períodos operacionais descritos no item 4.1.
Para subsidiar a discussão dos resultados, quando cabível, os dados foram
sistematizados com recursos de estatística descritiva e comparados por meio de testes
de diferenças entre médias. Inicialmente procedia-se à análise de variância
(ANOVA) e se diferenças eram observadas aplicava-se o teste de diferenças de
médias (Tukey ou Kruskal-Wallis) de acordo com a distribuição da amostra (testes
paramétricos ou não-paramétricos, respectivamente para dados que obedeciam ou
não distribuição normal). Também quando cabível, procurou-se verificar a
associação entre variáveis por meio de testes de correlação (Pearson ou Spearman, de
acordo com a distribuição dos dados). Todos os resultados foram interpretados
tomando como referência 5% de nível de significância. O ajuste dos dados
experimentais a modelos de estimativa de qualidade de efluentes, foi verificado com
o emprego do ‘índice de concordância ou ajuste’ (d) (WILLMOTT et al., 1985),
cujos valores variam entre zero, para a completa dispersão entre os valores, a 1, para
concordância perfeita (Equação 4.1).
n
i
iii
n
i
ii
OOOP
OP
d
1
2
1
2
1
(4.1)
onde,
d = índice de concordância ou ajuste;
Oi = valores observados;
Pi = valores estimados;
O = média dos valores observados.
Para a verificação da distribuição (normalidade) dos dados foi utilizado o teste de
Lilliefors, seguido da confirmação dos resultados com o teste de Cochram e Bartlett.
Cabe o registro de que muitas vezes neste trabalho se recorre ao ajuste de curvas, ou
mesmo de equações, em condições pouco apropriadas (escassez ou distribuição dos
dados) e outras vezes fazem-se inferências a partir de resultados estatisticamente
pouco significativos. Nestes casos o que se pretende é tão somente a verificação de
tendências gerais e as respectivas inferências merecem as devidas ressalvas.
Os testes estatísticos foram realizados com o uso dos programas Excel (Microsoft,
2003) e Saeg (2007).
41
5 – RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1 – Sistema UASB + BF
O comportamento das lagoas é naturalmente influenciado pelo desempenho do
sistema UASB + BF, sobre o qual, ao longo do período deste estudo, procurou-se
interferir com medidas de controle operacional (conforme descrito no item 4.4). Os
resultados desses trabalhos (BASTOS et al., 2006b) fogem ao escopo dessa
dissertação, mas, a título de ilustração, são apresentadas informações referentes aos
períodos anteriores e posteriores à intervenção no sistema: (i) Fase I – até agosto de
2004; (ii) Fase II – a partir de agosto de 2004.
5.1.1 – Remoção de matéria orgânica
As Figuras 5.1 e 5.2 e a Tabela 5.1 ilustram a variação da concentração de DBO e
DQO (gráficos Box-Plot) no sistema UASB + BF.
Figura 5.1 – Variação da concentração de DBO no sistema o UASB + BF, outubro
de 2001 a fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa - MG
DBO - Fase I
0
100
200
300
400
500
600
700
800
Esgoto bruto UASB Biofiltro
Co ncentr ação (mg/L)
25% mediana min max 75%
DBO - Fase II
0
100
200
300
400
500
600
700
800
Esgoto bruto UASB Biofiltro
Co ncentração (mg /L)
25% mediana min max 75%
42
Figura 5.2 – Variação da concentração de DQO no sistema UASB + BF, outubro de
2001 a fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa - MG
Tabela 5.1 – Estatística descritiva da variação da concentração de DBO e DQO no
sistema UASB + BF, outubro de 2001 a fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa –
MG.
DBO (mg / L) DQO (mg / L)
Fase
EB UASB BF EB UASB B F
N 61 60 28 59 57 27
Mínimo 104 18 21 132 31 41
Máximo 755 238 130 1582 1056 361
Mediana 333 86 60 645 212 174
1
o
quartil 265 65 41 540 159 126
3
o
quartil 405 118 78 831 403 265
Média Aritmética 342 96 61 701 297 193
Desvio Padrão 113 53 29 294 228 91
I
Coeficiente de variação
33,2% 54,6% 47,2% 40,3 % 76,4% 46,9%
N 76 75 67 71 74 69
Mínimo 83 11 5 190 31 37
Máximo 610 116 88 1289 566 696
Mediana 295 54 38 710 197 136
(25%) 225 41 31 512 141 113
(75%) 342 63 46 859 243 186
Média Aritmética 288 52 39 702 205 152
Desvio Padrão 104 18 15 235 92 83
II
Coeficiente de variação
34,9% 30,2% 35,6% 32,8% 43,5% 52,9%
EB: esgoto bruto; UASB: efluente do reator UASB; BF: efluente do BF
Percebe-se, nitidamente, uma melhoria no desempenho a partir da implementação de
medidas de controle das operações de descarte de lodo do UASB (Fase II), tanto para
remoção de DBO quanto para a de DQO. Essa melhora pode ser notada também nas
séries temporais de DBO e DQO (Figuras 5.3 e 5.4).
DQO - Fase I
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
Esgoto bruto UASB Biofiltro
Concentração (m g/L)
25% mediana min max 75%
DQO - Fase II
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
Esgoto bruto UASB Biofiltro
Concentr ação (mg/L)
25% mediana min max 75%
43
0
100
200
300
400
500
600
700
800
11
/1
0/2
0
01
26/
1
0/
20
01
11/1
2
/20 01
14/2
/
20
0
2
16
/4
/2
0
02
8
/
7/2002
17/9
/
20
0
2
2
/4/2003
5
/5/2003
5
/4
/2
0
04
24/5
/
20
04
19
/7
/20 04
24/
8
/2
0
04
28/9
/
20
0
4
3
/11
/
20
04
7/1
2
/2
0
04
15
/2
/20 05
30/3
/
20
05
11/5
/
20
05
5
/7/2005
17/10/2
0
05
2
8/1
1
/20
0
5
15/3
/
20
06
24/4/2006
6
/6/2006
1
0/7
/
20
06
1
2/9
/
20
06
7/11/2006
10/12/2
0
06
Concen tração (mg/L)
Esgoto bruto UASB Biofiltro
Figura 5.3 – Série temporal de DBO no sistema UASB + BF, outubro de 2001 a
fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa - MG
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
11/
10
/2
0
01
26/
10
/
20
01
1
1/12/20
0
1
14/2
/
200
2
16/
4
/20
0
2
8
/7/2002
17/
9
/20
0
2
2
/4
/2
0
03
5
/5
/2
0
03
5/4/2004
24/5/20
0
4
19/7/20
0
4
2
4/8
/
200
4
2
8/9
/
200
4
3/11/20
0
4
7/12/2004
15/2/2005
3
0/3
/2
00
5
11
/5
/
200
5
5/7/2005
17/10/2005
28/11/20
0
5
15
/3
/2
00
6
24
/4
/2
00
6
6
/
6/2
0
06
10/7
/
200
6
12/9
/
2006
7/1
1
/2
00
6
10/
12
/2
0
06
Concentração (mg/L)
Esgoto bruto UASB Biofiltro
Figura 5.4 – Série temporal de DQO no sistema UASB + BF, outubro de 2001 a
fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa - MG
A eficiência média de remoção de DBO e DQO das unidades de tratamento e do
sistema em ambas as fases estão apresentadas na Tabela 5.2.
Tabela 5.2 – Eficiência de remoção de DBO e DQO no sistema o UASB + BF,
outubro de 2001 a fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa - MG
DBO DQO
Fases
operacionais
Parâmetro
UASB BF UASB + BF UASB BF UASB + BF
Média
71% 31% 75% 60% 39% 68%
I
Desvio
padrão 15% 18% 14% 22% 18% 18%
Média
80% 20% 84% 69% 21% 76%
II
Desvio
padrão 8% 36% 9% 15% 25% 12%
Fase I
Fase II
Fase I Fase II
44
É possível notar a melhora na eficiência de remoção de matéria orgânica no reator
UASB e no sistema como um todo na segunda fase, embora tenha havido uma queda
de eficiência no BF. Isto é compreensível, tendo em vista que à melhora de
desempenho do UASB corresponderia uma redução da fração biodegradável afluente
ao BF.
5.1.2 – Sólidos Suspensos Totais (SST)
De forma consistente com os resultados de DBO e DQO, o sistema UASB + BF
apresentou também uma melhor performance na Fase II (Figura 5.5 e Tabela 5.3) em
termos de eficiência de remoção de SST e estabilidade. É importante ressaltar que na
Fase I não se procedia à determinação de SST do esgoto bruto, estando, portanto,
estes resultados apresentados apenas na Fase II.
SST - Fase I
0
200
400
600
800
1000
Reator UASB Biofiltro
(mg/L)
25% mediana min max 75%
SST - Fase II
0
200
400
600
800
1000
Esgoto bruto Reator UASB Biofiltro
(mg/L)
25% mediana min max 75%
Figura 5.5 – Variação da concentração de SST nos efluentes do sistema UASB + BF,
outubro de 2001 a fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa - MG.
Tabela 5.3 – Concentração média e desvio-padrão de SST (mg / L) nos efluentes do
sistema UASB + BF, julho de 2002 a fevereiro de 2007, ETE Violeira, Viçosa – MG.
Fases
operacionais
Parâmetro UASB BF
Média 187 100
45
5.2 – Sistema de lagoas
5.2.1 – Caracterização do ambiente aquático no sistema de lagoas
5.2.1.1 - Oxigênio dissolvido, pH e temperatura .
As Figuras 5.6 a 5.11 mostram as variações de OD no perfil de profundidade das
lagoas ao longo das 24 horas do dia (média por período). Boa parte do banco de
dados referente aos três primeiros períodos foi perdida, restando pouquíssimas
informações; sendo assim, apenas os resultados do quarto período em diante são a
seguir apresentados e discutidos. Apenas no sexto período não houve monitoramento
ao longo das 24 horas, mas somente de 8 h às 18 h.
Em geral, observa-se o esperado padrão de variação de OD: (i) tendência geral de
aumento no OD à medida que se avança na série de lagoas; (ii) amplas variações ao
longo do dia, mais acentuadas nas camadas superficiais (picos das 14 h às 18 h); (iii)
amplas variações da superfície ao fundo das lagoas durante o dia, atingindo valores
de supersaturação nas horas de pico, queda à noite e tendência a uma certa
uniformização em valores mais baixos nas primeiras horas da manhã. Os teores de
OD, em geral, mais elevados nos períodos 5, 6 e 9 e, em contrapartida, mais baixos
nos períodos 4, 7 e 8, são condizentes com as condições climáticas predominantes:
período 5, primavera - verão - outono; período 6, primavera - verão; período 9,
verão; período 4, outono - inverno; período 7, outono – inverno; período 8,
primavera. Tais observações são confirmadas com os dados de temperaturas da água
médias em cada período, medidas à meia profundidade em cada lagoa (Figura 5.12 e
Tabela 5.8).
As variações observadas são, naturalmente, decorrentes do balanço entre as
atividades de fotossíntese e respiração (bacteriana e algal), típicas das horas do dia e
da noite e ao longo da profundidade das lagoas.
Nota-se que, em geral, as lagoas conseguem manter boas condições de oxigenação,
sendo que nas condições mais desfavoráveis, os teores de OD registrados durante a
madrugada e nas primeiras horas da manhã oscilam entre 2 - 3 mg /L, mesmo na
primeira lagoa, a qual recebe as maiores cargas orgânicas (claro, há exceções a esta
observação geral, principalmente no fundo das lagoas).
46
Perfil OD - Lagoa 1
0
5
10
15
20
25
30
8:0
0
1
0
:00
1
2
:00
1
4
:00
16:0
0
18:0
0
20:00
22:00
0
:0
0
2
:0
0
4
:0
0
6
:
00
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 45 cm
47
Perfil OD - Lagoa 1
0
5
10
15
20
25
30
08:00
1
0
:0
0
12:00
1
4
:0
0
16:00
1
8
:0
0
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 50 cm
Perfil OD - Lagoa 2
0
5
10
15
20
25
30
08
:0
0
1
0
:0
0
1
2
:0
0
1
4
:00
16:00
18:00
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 40 cm
Perfil OD - Lagoa 3
0
5
10
15
20
25
30
8
:0
0
10:00
1
2
:
00
1
4
:
00
16:00
18:00
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 75 cm 90 cm
Perfil OD - Lagoa 4
0
5
10
15
20
25
30
8
:0
0
10:00
1
2
:00
14:
0
0
1
6
:00
18:
0
0
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 75 cm 90 cm
Figura 5.8 – Variações de OD na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade,
período 6, outubro de 2005 a março de 2006.
Perfil OD - Lagoa 1
0
5
10
15
20
25
30
8:00
1
0
:0
0
12:00
1
4
:0
0
1
6
:00
18:
0
0
20:00
2
2
:0
0
0:00
2
:
0
0
4:00
6
:
0
0
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 50 cm
Perfil OD - Lagoa 2
0
5
10
15
20
25
30
8
:0
0
1
0
:00
12:00
14:00
16:00
18:00
2
0
:0
0
2
2
:0
0
0
:0
0
2
:0
0
4
:00
6:00
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 40 cm
Perfil OD - Lagoa 3
0
5
10
15
20
25
30
8
:00
10:00
1
2
:0
0
14:00
16:00
1
8
:0
0
2
0
:00
22:00
0
:00
2:0
0
4
:00
6
:
0
0
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 40 cm
Perfil OD - Lagoa 4
0
5
10
15
20
25
30
8
:
00
1
0:0
0
12
:0
0
1
4:00
1
6:0
0
18
:0
0
2
0:00
2
2:0
0
0:
0
0
2
:
00
4
:
0
0
6:
0
0
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 75 cm 90 cm
Figura 5.9 – Variações de OD na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade,
período 7, abril a agosto de 2006.
48
Perfil OD - Lagoa 1
0.0
5.0
10.0
15.0
20.0
25.0
30.0
8
:0
0
1
0
:00
12
:0
0
14:00
16:00
1
8
:00
20
:0
0
2
2
:0
0
0:00
2
:00
4
:0
0
6
:0
0
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 45cm 60 cm 70 cm
Perfil OD - Lagoa 2
0.0
5.0
10.0
15.0
20.0
25.0
30.0
8:00
10:00
1
2
:0
0
1
4:00
1
6
:0
0
18:00
2
0
:
00
2
2
:0
0
0:00
2:00
4
:
00
6
:0
0
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 70 cm
Perfil OD - Lagoa 3
0.0
5.0
10.0
15.0
20.0
25.0
30.0
8
:0
0
1
0
:00
12
:0
0
1
4
:0
0
16:00
18:00
2
0
:00
22:00
0
:0
0
2
:0
0
4:00
6:
0
0
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 40 cm
Perfil OD - Lagoa 4
0.0
5.0
10.0
15.0
20.0
25.0
30.0
8:00
1
0:00
1
2
:0
0
14:00
16:00
1
8
:0
0
2
0
:0
0
22:0
0
0
:
00
2
:0
0
4:00
6
:
00
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 40 cm
Figura 5.10 – Variações de OD na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade,
período 8, setembro a novembro de 2006.
Perfil OD - Lagoa 1
0
5
10
15
20
25
30
8
:0
0
1
0
:0
0
1
2
:0
0
1
4
:0
0
1
6
:0
0
1
8
:0
0
2
0
:0
0
2
2
:0
0
0
:0
0
2
:0
0
4
:0
0
6
:0
0
OD (mg/L)
15 cm 30 cm 45cm 60 cm 70 cm
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j0.5 0 0.5 RG0.35 wn301.91 393.166265Sm.63 390.966lSQ5 391.876lSQ5 393.166265SlSQq1 J017 Tc 0 Tw /F1 6.31 Tf0.99 0 0 1 394 451 Tm[(Perfil)-172(OD)-250(-)-237(Lagoa)-306(2)]TJ4 0 Tc 0 Tw /F2 6.31 Tf0.99 0 0 1 349 388 264(0)Tj0.99 0 0 1 142 288 273(5)Tj0.99 0 0 1 138 231.358[(30)]TJ0.99 0 0 1 345 4156 Tm[(15)]TJ0.99 0 0 1 138 3156 Tm[(70)-2J0.99 0 0 1 345 433664l8[(25)]TJ0.99 0 0 1 138 33366417[(30)]TJETn141.95 370.1-46635 15.23 reW nBT 0 Tc 0 Tw /F2 6.330.30.7 0.7 -0.7 0.7 353 371 47(0)Tj 0 Tc 0 Tw /F2 6.31 Tf0.7 0.7 -0.7 0.7 356 374 450(0)Tj 0 Tc 0 Tw /F2 6.31 Tf0.7 0.7 -0.7 0.7 357 375 25(0)Tj 0 Tc 0 Tw /F2 6.31 Tf0.7 0.7 -0.7 0.7 460 3Tm[28490)TjETQqBT 02.5 l8.16 292 -392.31264.5 nBT 0 Tc 0 Tw /F2 6.330.30.7 0.7 -0.7 0.7 353 376432452100000
49
Em linhas gerais, também como esperado, observa-se um padrão de variação de pH
similar ao de OD: (i) tendência geral de aumento à medida que se avança na série de
lagoas; (ii) variações ao longo do dia, mais acentuadas nas camadas superficiais
(picos das 14:00 h às 18:00 h); (iii) variações da superfície ao fundo das lagoas
durante o dia, atingindo valores elevados nas horas de pico, queda à noite e tendência
a uma certa uniformização em valores mais baixos nas primeiras horas da manhã.
Temperatura - 4º período
14
16
18
20
22
24
26
28
8:0
0
1
0:
0
0
12:00
14
:
0
0
16:00
18
:
0
0
20:00
22
:
0
0
0:00
2:00
4:00
6:
0
0
T (ºC)
L1 L2 L3 L4
Temperatura - 5º período
14
16
18
20
22
24
26
28
8: 00
10
:00
12:
0
0
14:
0
0
16
:0
0
1
8
:00
2
0
:00
22:
0
0
0: 00
2: 00
4
:
0
0
6
:
0
0
T (ºC)
L1 L2 L3 L4
50
Perfil pH - Lagoa 1
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8
:0
0
1
0
:0
0
12:00
14:00
16:00
18
:
00
20:00
22:00
0
:0
0
2
:0
0
4
:0
0
6:00
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 75 cm 90 cm
Perfil pH - Lagoa 2
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8:
0
0
10
:0
0
12
:
00
14:00
16:00
18:00
20:00
22:00
0
:
00
2:
0
0
4:
0
0
6:
0
0
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 75 cm 90 cm
Perfil pH - Lagoa 3
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8:00
10:00
1
2
:0
0
14:00
16:00
1
8
:0
0
2
0
:0
0
22:00
0
:0
0
2:00
4
:0
0
6:0
0
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 70 cm
Perfil pH - Lagoa 4
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8:00
1
0
:0
0
12:00
14:00
1
6
:0
0
18:00
20:00
2
2
:0
0
0
:0
0
2:00
4:00
6
:0
0
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 70 cm
Figura 5.13 – Variações de pH na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade,
período 4, março a setembro de 2004.
Perfil pH - Lagoa 1
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8
:0
0
10:00
12:00
1
4
:0
0
16:00
1
8
:0
0
20:00
22
:
00
0:00
2
:0
0
4:00
6
:
00
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 75 cm 90 cm
Perfil pH - Lagoa 2
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8:00
1
0
:0
0
12:00
14:00
16:00
18:00
2
0
:0
0
22
:0
0
0
:0
0
2
:0
0
4:00
6
:0
0
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 75 cm 90 cm
Perfil pH - Lagoa 3
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8
:0
0
10:00
1
2
:00
14:00
1
6
:0
0
18:00
20:00
2
2
:00
0
:0
0
2
:0
0
4:00
6:00
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 70 cm
Perfil pH - Lagoa 4
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8
:
00
10
:
00
12:00
14:00
1
6
:0
0
1
8
:0
0
2
0
:00
2
2
:0
0
0
:
00
2
:
00
4
:
00
6:
0
0
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 70 cm
Figura 5.14 – Variações de pH na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade,
período 5, setembro de 2004 a julho de 2005.
51
Perfil pH - Lagoa 1
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0
8
:0
0
10:00
12
:
00
1
4
:00
16:00
1
8
:0
0
pH
15 cm 30 cm 50 cm
Perfil pH - Lagoa 2
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
08:0
0
1
0
:00
12:0
0
1
4
:00
1
6
:00
1
8:0
0
pH
15 cm 30 cm 40 cm
Perfil pH - Lagoa 3
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0
8
:0
0
10:00
1
2
:00
1
4
:0
0
16:00
1
8
:0
0
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 75 cm 90 cm
52
Perfil pH - Lagoa 1
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8:00
1
0
:0
0
1
2
:0
0
1
4
:0
0
16
:0
0
18
:0
0
20
:0
0
22:00
0
:
00
2:00
4:00
6:00
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 70 cm
Perfil pH - Lagoa 2
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8:00
10
:
00
12:
0
0
1
4:
00
16
:
00
1
8:
0
0
20
:
00
22:
0
0
0
:0
0
2:00
4
:0
0
6:
0
0
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 70 cm
Perfil pH - Lagoa 3
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8:0
0
10:00
12:00
14:00
16:00
18:00
20:00
22
:0
0
0:0
0
2:0
0
4
:00
6
:00
pH
15 cm 30 cm 40 cm
Perfil pH - Lagoa 4
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8
:0
0
10:00
1
2
:00
14:0
0
16:0
0
1
8
:00
2
0:
00
22:0
0
0
:0
0
2:00
4
:0
0
6:00
pH
15 cm 30 cm 40 cm
Figura 5.17 – Variações de pH na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade,
período 8, setembro a novembro de 2006.
Perfil pH - Lagoa 1
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8
:
00
1
0
:0
0
12:00
1
4
:00
16:00
18
:0
0
2
0
:00
22
:0
0
0
:0
0
2:00
4
:0
0
6:00
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 70 cm
Perfil pH - Lagoa 2
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8
:0
0
1
0
:0
0
12:00
14
:
00
1
6
:0
0
1
8
:0
0
20
:0
0
2
2
:0
0
0:00
2:00
4
:00
6:00
pH
15 cm 30 cm 45 cm 60 cm 70 cm
Perfil pH - Lagoa 3
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8
:00
1
0
:0
0
1
2
:0
0
1
4
:0
0
1
6:
0
0
1
8:00
2
0
:0
0
2
2:
0
0
0:0
0
2:0
0
4:00
6
:00
pH
15 cm 30 cm 40 cm
Perfil pH - Lagoa 4
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
8:00
1
0
:00
1
2:0
0
14:0
0
16:00
1
8
:00
2
0:0
0
22:0
0
0:00
2:00
4
:0
0
6
:0
0
pH
15 cm 30 cm 40 cm
Figura 5.18 – Variações de pH na série de lagoas ao longo do dia e da profundidade,
período 9, novembro de 2006 a fevereiro de 2007.
Nas Figuras 5.19 a 5.24 (OD) e 5.25 a 5.30 (pH), ilustra-se a variação dos dados
anteriores em termos de estatística descritiva (gráficos Box-Plot), computando os
resultados medidos ao longo de todo o dia em cada profundidade. Em geral,
observam-se nítidas e esperadas condições de estratificação, tão mais pronunciadas
quanto mais profundas as lagoas.
53
OD Lagoa 1
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.3 0.45 0.6 0.75 0.9
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 2
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.3 0.45 0.6 0.75 0.9
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
54
OD Lagoa 1
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.50
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 2
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.50
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 3
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.45 0.60 0.75 0.90
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 4
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.45 0.60 0.75 0.90
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
Figura 5.21 – Variação de OD ao longo da profundidade na série de lagoas, período
6, outubro de 2005 a março de 2006.
OD Lagoa 1
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.50
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 2
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.40
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 3
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.40
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 4
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.45 0.60 0.75 0.90
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
Figura 5.22 – Variação de OD ao longo da profundidade na série de lagoas, período
7, abril a agosto de 2006.
55
OD Lagoa 1
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.45 0.60 0.70
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 2
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.45 0.60 0.70
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 3
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.40
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 4
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.40
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
Figura 5.23 – Variação de OD ao longo da profundidade na série de lagoas, período
8, setembro a novembro de 2006.
OD Lagoa 1
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.45 0.60 0.70
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 2
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.45 0.60 0.70
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 3
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.40
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
OD Lagoa 4
0
5
10
15
20
25
30
0.15 0.30 0.40
h (m)
OD (mg/L)
25% mediana min max 75%
Figura 5.24 – Variação de OD ao longo da profundidade na série de lagoas, período
9, novembro de 2006 a fevereiro de 2007.
56
pH Lagoa 1
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.3 0.45 0.6 0.75 0.9
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 2
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.3 0.45 0.6 0.75 0.9
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 3
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.3 0.45 0.6 0.75
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 4
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.3 0.45 0.6 0.75
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
Figura 5.25 – Variação de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período
4, março a setembro de 2004.
pH Lagoa 1
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.75 0.90
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 2
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.75 0.90
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 3
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.70
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 4
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.70
h (m)
pH
25% mediana
57
pH Lagoa 1
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.50
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 2
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.50
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 3
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.75 0.90
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 4
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.75 0.90
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
Figura 5.27 – Variação de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período
6, outubro de 2005 a março de 2006.
pH Lagoa 1
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.50
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 2
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.40
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 3
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.40
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 4
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.75 0.90
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
Figura 5.28 – Variação de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período
7, abril a agosto de 2006.
58
pH Lagoa 1
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.70
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 2
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.70
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 3
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.40
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 4
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.40
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
Figura 5.29 – Variação de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período
8, setembro a novembro de 2006.
pH Lagoa 1
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.70
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 2
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.45 0.60 0.70
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 3
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.40
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
pH Lagoa 4
6.0
7.0
8.0
9.0
10.0
11.0
0.15 0.30 0.40
h (m)
pH
25% mediana min max 75%
Figura 5.30 – Variação de pH ao longo da profundidade na série de lagoas, período
9, novembro de 2006 a fevereiro de 2007.
59
Nas Tabelas 5.4 e 5.5, apresentam-se, em termos de médias, os dados de OD e pH
medidos à superfície (0,15 m), junto à saída das lagoas. Conforme já referido, os
dados de campo de OD e pH referentes aos três primeiros períodos foram perdidos;
restaram dados de pH medidos em laboratório a partir de amostras compostas ao
longo do dia (nos três primeiros períodos a amostragem era composta, de 08 h às
18 h, sendo que ao final da campanha as amostras eram transportadas ao laboratório).
Tabela 5.4 – OD (mg / L) medido à superfície (0,15 m) na saída das lagoas, média
aritmética e desvio padrão.
Período operacional
(1)
L1
(2)
L2
(2)
L3
(2)
L4
(2)
1 ND ND ND ND
2 ND ND ND ND
3 ND ND ND ND
4 (n = 14)
(3)
8,4 (5,0) 9,9 (4,2) 11,5 (5,6) 11,6 (5,9)
5 (n = 14)
(3)
9,6 (5,9) 10,7 (7,2) 14,0 (8,0) 15,4 (8,7)
6 (n = 7)
(3)
11,2 (3,4) 9,9 (2,1) 12,0 (2,8) 12,0 (2,8)
7 (n = 14)
(4)
6,9 (2,2) 6,9 (2,0) 8,7 (2,4) 6,0 (1,8)
8 (n = 7)
(4)
7,8 (2,5) 7,7 (2,9) 7,2 (2,9) 10,2 (5,2)
9 (n = 9)
(4)
10,9 (3,6) 7,2 (3,5) 11,0 (5,3) 13,6 (4,7)
Média 8,1 7,8 10,3 9,9
(5)
ND: dados não disponíveis; (1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão;
(3) lagoas 3 e 4 em paralelo; (4) lagoas 3 e 4 em série; (5) considerando apenas os períodos 7 a 9
(lagoas em série).
Tabela 5.5 – pH medido à superfície (0,15 m) na saída das lagoas, média aritmética e
desvio padrão.
Período operacional
(1)
L1
(2)
L2
(2)
L3
(2)
L4
(2)
1 (n = 14) 7,9 (0,5) 8,4 (0,8) 9,7 (0,8) -
2 (n = 10) 7,4 (0,3) 8,4 (0,5) 9,2 (0,8) -
3 (n = 8) 7,8 (0,3) 8,1 (0,5) 8,9 (0,5) -
4 (n = 14)
(3)
7,6 (0,3) 8,0 (0,3) 8,3 (0,6) 8,5 (0,6)
5 (n = 14)
(3)
7,8 (0,3) 8,1 (0,4) 8,7 (0,4) 9,1 (0,5)
6 (n = 7)
(3)
7,5 (0,1) 7,9 (0,0) 8,1 (0,5) 8,6 (0,5)
7 (n = 14)
(4)
7,8 (0,2) 8,0 (0,2) 8,4 (0,3) 7,9 (0,3)
8 (n = 7)
(4)
7,8 (0,2) 8,1 (0,3) 8,2 (0,3) 8,5 (0,3)
9 (n = 9)
(4)
7,9 (0,4) 7,9 (0,5) 9,0 (0,8) 9,5 (0,6)
Média 7,7 8,1 8,7 8,7
(5)
(1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão; (3) lagoas 3 e 4 em paralelo;
(4) lagoas 3 e 4 em série; (5) considerando apenas os períodos 7 a 9 (lagoas em série).
Tomando por base os valores médios nas camadas superficiais das lagoas, e
desconsiderando nesta análise as diferenças de profundidades e de temperaturas de
cada período, registram-se os seguintes incrementos aproximados de pH na série de
60
lagoas: (i) lagoa 1 para a lagoa 2: 5%; (ii) lagoa 2 para lagoa 3: 7%; (ii) lagoa 3 para
lagoa 4: sem incremento.
Guardadas as ressalvas feitas aos três primeiros períodos resumem-se a seguir os
dados de monitoramento de OD (Tabela 5.6), pH (Tabela 5.7) e temperatura (Tabela
5.8) à meia profundidade. Na Figura 5.31, os dados de temperatura, por lagoa e por
período são apresentados em termos de estatística descritiva (gráficos Box Plot).
Tabela 5.6 – OD (mg/ L) medido à meia profundidade na saída das lagoas, média
aritmética e desvio padrão.
Período operacional
(1)
L1
(2)
L2
(2)
L3
(2)
L4
(2)
1 ND ND ND ND
2 ND ND ND ND
3 ND ND ND ND
4 (n = 14)
(3)
2,7 (0,7) 5,7 (1,5) 4,8 (0,9) 5,8 (1,6)
5 (n = 14)
(3)
3,6 (1,3) 4,3 (1,6) 3,6 (0,9) 4,5 (1,3)
6 (n = 7)
(3)
7,2 (3,0) 4,9 (1,3) 4,7 (0,9) 5,2 (2,4)
7 (n = 14)
(4)
5,8 (1,4) 5,4 (1,0) 6,0 (0,5) 3,7 (0,4)
8 (n = 7)
(4)
5,3 (1,9) 3,7 (0,7) 4,5 (0,8) 6,1 (2,0)
9 (n = 9)
(4)
6,2 (2,1) 3,5 (1,2) 7,9 (3,1) 10,5 (2,0)
Média 5,1 4,6 5,3 6,8
(5)
ND: dados não disponíveis; (1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão;
(3) lagoas 3 e 4 em paralelo; (4) lagoas 3 e 4 em série; (5) considerando apenas os períodos 7 a 9
(lagoas em série).
Tabela 5.7 – pH medido à meia profundidade na saída das lagoas, média aritmética e
desvio padrão.
Período operacional
(1)
L1
(2)
L2
(2)
L3
(2)
L4
(2)
1 ND ND ND ND
2 ND ND ND ND
3 ND ND ND ND
4 (n = 14)
(3)
7,4 (0,1) 7,7 (0,1) 8,0 (0,3) 8,1 (0,4)
5 (n = 14)
(3)
7,6 (0,1) 7,8 (0,1) 8,3 (0,1) 8,5 (0,1)
6 (n = 7)
(3)
7,5 (0,1) 8,0 (0,2) 8,0 (0,3) 8,1 (0,2)
7 (n = 14)
(4)
7,8 (0,2) 7,9 (0,1) 8,2 (0,1) 7,6 (0,1)
8 (n = 7)
(4)
7,6 (0,1) 7,8 (0,1) 8,1 (0,1) 8,3 (0,2)
9 (n = 9)
(4)
7,5 (0,2) 7,4 (0,1) 8,6 (0,4) 9,2 (0,3)
Média 7,6 7,8 8,2 8,4
(5)
ND: dados não disponíveis; (1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão;
(3) lagoas 3 e 4 em paralelo; (4) lagoas 3 e 4 em série; (5) considerando apenas os períodos 7 a 9
(lagoas em série).
61
Neste caso (meia profundidade), registram-se os seguintes incrementos, médios e
aproximados, de pH na série de lagoas: (i) lagoa 1 para a lagoa 2: 3%; (ii) lagoa 2
para lagoa 3: 5%; (ii) lagoa 3 para lagoa 4: 2%.
Tabela 5.8 – Temperatura (
o
C) medida à meia profundidade na saída das lagoas,
média aritmética e desvio padrão.
Período operacional
(1)
L1
(2)
L2
(2)
L3
(2)
L4
(2)
1 ND ND ND ND
2 ND ND ND ND
3 ND ND ND ND
4 (n = 14)
(3)
19,2 (2,2) 19,2 (2,0) 19,3 (1,7) 19,1 (1,8)
5 (n = 14)
(3)
23,3 (1,0) 23,6 (0,9) 23,6 (0,7) 23,8 (1,0)
6 (n = 7)
(3)
24,9 (1,9) 24,0 (1,6) 23,8 (1,0) 23,6 (0,8)
7 (n = 14)
(4)
20,2 (1,5) 19,9 (1,2) 19,6 (1,1) 19,6 (1,0)
8 (n = 7)
(4)
19,3 (1,6) 19,1 (1,4) 19,1 (1,8) 19,3 (1,6)
9 (n = 9)
(4)
24,6 (1,0) 24,4 (0,9) 24,8 (1,8) 24,8 (1,3)
Média 21,9 21,7 21,7 21,2
(5)
ND: dados não disponíveis; (1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão;
(3) lagoas 3 e 4 em paralelo; (4) lagoas 3 e 4 em série; (5) considerando apenas os períodos 7 a 9
(lagoas em série).
62
Período 4
14.0
16.0
18.0
20.0
22.0
24.0
26.0
28.0
lagoa 1 lagoa 2 lagoa 3 lagoa 4
T (ºC)
25% mediana min max 75%
Período 5
14.0
16.0
18.0
20.0
22.0
24.0
26.0
28.0
lagoa 1 lagoa 2 lagoa 3 lagoa 4
T (ºC)
25% mediana min max 75%
Período 6
14.0
16.0
18.0
20.0
22.0
24.0
26.0
28.0
lagoa 1 lagoa 2 lagoa 3 lagoa 4
T (ºC)
25% mediana min max 75%
Período 7
14.0
16.0
18.0
20.0
22.0
24.0
26.0
28.0
lagoa 1 lagoa 2 lagoa 3 lagoa 4
T (ºC)
25% mediana min max 75%
Período 8
14.0
16.0
18.0
20.0
22.0
24.0
26.0
28.0
lagoa 1 lagoa 2 lagoa 3 lagoa 4
T (ºC)
25% mediana min max 75%
Período 9
14.0
16.0
18.0
20.0
22.0
24.0
26.0
28.0
lagoa 1 lagoa 2 lagoa 3 lagoa 4
T (ºC)
25% mediana min max 75%
Figura 5.31 – Variações de temperatura na série de lagoas, períodos 4 a 9.
Com dados fornecidos pela estação meteorológica do campus UFV, foi possível
obter um ajuste de temperatura do líquido (valores médios à meia profundidade) em
função da temperatura média do ar (Equação 5.1). Brito (1997), trabalhando com
lagoas de polimento em Itabira – MG obteve a Equação 5.2.
T
água
= 8,17 + 0,73 T
ar
R
2
= 0,79 (5.1)
T
água
= 10,7 + 0,55 T
ar
R
2
= 0,43 (5.2)
A figura 5.32 ilustra a regressão linear obtida com os dados experimentais e
aplicando-se a equação proposta por Brito (1997).
63
Figura 5.32 – Temperatura da água (meia profundidade) nas lagoas versus
temperatura do ar, Viçosa - MG, 2001 a 2006.
Assumindo uma temperatura do ar de projeto de 17
o
C (temperatura média dos meses
mais frios de Viçosa), isto resultaria em uma temperatura da água de 20,6
o
C e 20,1
o
C
de acordo, respectivamente, com as equações 5.1 e 5.2. Observe-se que os resultados
são bastante similares e advindos de experimentos conduzidos com lagoas de
polimento em cidades próximas em Minas Gerais (Viçosa e Itabira).
As informações foram até aqui trabalhadas na busca da identificação de tendências
por período de monitoramento, na profundidade das lagoas e entre as lagoas. Para
efeito de um maior rigor nas comparações entre lagoas, os dados médios de OD e pH
foram submetidos a ANOVA, seguida do teste apropriado de diferença entre médias
(teste Tukey para distribuição normal dos dados e Kruskal-Wallis para distribuição
não normal), cujos resultados são resumidos a seguir. Conforme especificado no item
4.4, todos os resultados foram interpretados tomando como referência 5% de nível de
significância.
(a) OD superfície: os valores de OD entre as lagoas de polimento diferiram no
período 7 (outono – inverno), com diferenças observadas apenas entre as lagoas 3 e
4, operadas em série e no período 9 (verão), com diferenças observadas apenas entre
as lagoas 2 e 4; nos demais períodos não foram observadas diferenças significativas
entre as lagoas.
(b) OD meia profundidade: (i) não foram observadas diferenças significativas entre
as lagoas nos períodos 5 e 6 (primavera - verão - outono); (ii) os resultados de OD
entre as lagoas 1 e 2 e entre 1 e 3 foram diferentes apenas no período 4 (outono –
inverno); (iii) os resultados entre as lagoas 2 e 3 diferiram apenas no período 9
64
(verão); (iv) nos períodos 7, 8 e 9, os resultados entre as lagoas 2 e 4, revelaram-se
diferentes; (v) os resultados entre as lagoas 3 e 4 foram estatisticamente diferentes
apenas no período 7 (lagoas em paralelo) (outono – inverno).
(c) pH superfície: (i) os resultados entre as lagoas 1 e 2 foram estatisticamente
diferentes apenas no período 8 (primavera); (ii) entre as lagoas 1 e 3 foram iguais
apenas no período 6 (primavera -verão) e diferentes nos demais; (iii) entre as lagoas
1 e 4 foram iguais apenas no período 7 (outono - inverno) e diferentes nos demais;
(iv) entre as lagoas 2 e 3 foram diferentes nos período 5, 7 e 9; (v) entre as lagoas 2 e
4 foram diferentes nos períodos 5, 8 e 9; (vi) apenas no período 7 a lagoa 3
diferenciou-se da lagoa 4 (lagoas em paralelo).
(d) pH meia profundidade: (i) todas as lagoas revelaram-se estatisticamente
diferentes entre si nos períodos 5 e 8 (primavera - verão – outono). (ii) os resultados
entre as lagoas 1 e 2 apresentaram-se iguais apenas nos períodos 7 e 9; (iii) entre as
lagoas 1 e 3 e entre 1 e 4, os resultados foram sempre diferentes; (iv) os resultados
entre as lagoas 2 e 3 e entre as lagoas 2 e 4 apresentaram-se iguais apenas nos
períodos 4 e 6. (iv) entre as lagoas 3 e 4 os resultados foram estatisticamente iguais
nos períodos 4, 6 e 9 e diferentes nos demais.
Dada a grande variabilidade dos resultados não foi possível identificar tendências
mais nítidas de diferenças entre as lagoas e por estação do ano. Não obstante nota-se
alguma tendência de maiores variações de OD e pH ao longo da série de lagoas
(incremento) quando estes parâmetros foram medidos à meia profundidade, com
destaque para o pH.
Tentativas de associação do pH (medido à superfície) com a profundidade das lagoas
em geral não forneceram bons resultados.
Por outro lado, podem-se registrar correlações negativas entre os valores de pH
(medido à meia profundidade) e a profundidade das lagoas, contudo com melhores
resultados apenas na lagoa 4. Os coeficientes de correlação de Spearman (rs) (dados
não-paramétricos) obtidos foram: todas as lagoas = - 0,4906; lagoa 1 = - 0,4325;
lagoa 2 = -0,2478; lagoa 3 = -0,1382; lagoa 4 = -0,6475.
Testes de regressão no mesmo sentido, também revelaram resultados frágeis do
ponto de vista estatístico, sendo que informações minimamente mais visíveis só
foram obtidas quando se recorreu às médias (Figura 5.33).
65
Lagoa 1
y = -0.4329x + 7.8577
R
2
= 0.3612
7.30
7.40
7.50
7.60
7.70
7.80
0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00
h (m)
pH
Lagoa 2
y = -0.4249x + 8.0568
R
2
= 0.2373
7.40
7.50
7.60
7.70
7.80
7.90
8.00
8.10
0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00
h (m)
pH
Lagoa 3
y = -0.5102x + 8.4945
R
2
= 0.2158
6.00
6.50
7.00
7.50
8.00
8.50
9.00
0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00
h (m)
pH
Lagoa 4
y = -1.7264x + 9.4634
R
2
= 0.577
6.00
6.50
7.00
7.50
8.00
8.50
9.00
9.50
0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00
h (m)
pH
Figura 5.33 – pH medido à meia profundidade x profundidade das lagoas, médias por
lagoa e por período (períodos 4 a 9).
Com todas as ressalvas, devidas à fragilidade dos ajustes da Figura 5.33, este
exercício fornece indícios de que a profundidade (nas faixas testadas neste estudo)
exerceria pouca influência sobre o pH, à exceção talvez, da lagoa 4. Nas demais
lagoas a redução da profundidade pela metade (0,90 m a 0,45 m) promoveria uma
elevação de pH da ordem de apenas 0,1 a 0,2 unidades
5.2.1.2 – Alcalinidade.
As análises de alcalinidade foram implementadas somente a partir do 5º período
operacional. Para efeito de discussão dos resultados, reitera-se a informação de que
somente no período 9 a contribuição afluente à série de lagoas provinha do reator
UASB, sendo, no restante, do conjunto UASB + BF.
Em geral, observa-se um decréscimo de alcalinidade ao longo do processo de
tratamento (Figura 5.34). Consistentemente com o apresentado no item 3.3.3.1, a
remoção de CO2 não afeta a alcalinidade, porém reduz a acidez em 2 meq / mmol e
provoca uma elevação de pH; por sua vez, a remoção de NH3 provoca uma redução
66
de 1 meq / mmol da alcalinidade e um aumento de 1 meq / mmol da acidez, levando
a redução de pH. Portanto, a elevada remoção de amônia e a acentuada atividade
fotossintética no sistema (item 5.2.1.3) explicariam, respectivamente, a redução de
alcalinidade e elevação de pH e ao longo da série de lagoas.
Aplicando-se ANOVA, seguido do teste apropriado para a verificação de diferenças
entre médias (teste Tukey para distribuição normal dos dados e Kruskal-Wallis para
distribuição não normal), os resultados podem ser assim resumidos: (i) a diferença
entre a alcalinidade do afluente e efluente da lagoa 1 apresentou-se estatisticamente
diferente apenas nos períodos 6 e 8; (ii) as lagoas 1 e 2 sempre apresentaram
resultados estatisticamente equivalentes; (iii) nos períodos em que as lagoas 3 e 4
foram operadas em paralelo (períodos 5 e 6) as lagoas 2 e 4 revelaram sempre
resultados estatisticamente diferentes; (iv) não ocorreram diferenças entre as lagoas 3
e 4, quando operadas em série (períodos 7, 8 e 9).
Estes resultados de testes estatísticos são de certa forma confirmados visualmente,
percebendo-se alguma proximidade entre os dados de L1 e L2 e entre L3 e L4
(Figura 5.34).
67
Alcalinidade - 5º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
Alcalinidade - 6º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
Alcalinidade - 7º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
Alcalinidade - 8º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
Alcalinidade - 9º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
Afluente: afluente à série de lagoas, período 9 – efluente do reator UASB, demais períodos – efluente
do BF. Períodos 5 e 6: lagoas 3 e 4 em paralelo; Períodos 7, 8 e 9: lagoas 3 e 4 em série
Figura 5.34 – Variação da alcalinidade na série de lagoas, períodos 5 a 9.
5.2.1.3 - Clorofila a e SST.
Na Figura 5.35 encontram-se as concentrações e suas variações (gráficos Box-Plot)
de clorofila a ao logo dos períodos de monitoramento. Como referido no capítulo 3,
por conta de problemas analíticos, os dados referentes aos três primeiros períodos
foram descartados.
68
Clorofila a - 4º Periodo
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
L1 L2 L3 L4
μg/L
25% mediana min max 75%
Clorofila a - 5º Periodo
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
L1 L2 L3 L4
μg/L
25% mediana min
69
certa forma, apresenta-se como uma exceção à regra, sendo este o período mais frio
dentre os aqui considerados.
Aplicando-se testes estatísticos (ANOVA, seguida de testes de diferenças de
médias), os resultados podem ser assim resumidos: (i) lagoa 1 x lagoa 2 – não há
diferenças significativas; (ii) lagoa 2 x lagoa 3 – não há diferenças significativas, à
exceção do período 6; (iii) lagoa 2 x lagoa 4 (nos períodos em que lagoas 3 e 4 foram
operadas em paralelo - períodos 4, 5 e 6) - diferenças registradas apenas no período
5; (iv) lagoa 3 x lagoa 4 (nos períodos em que foram operadas em série) - teores de
clorofila a sempre diferentes.
Em que pesem os resultados das análises estatísticas pode-se perceber, visualmente,
alguma proximidade entre as lagoas L1 e L2 e entre L3 e L4 (Figura 5.35).
A Figura 5.36 ilustra a variação de SST ao longo dos períodos de monitoramento.
Essas análises foram iniciadas a partir do período 2, sendo que somente em meados
do período 5 foram realizadas também em amostras do esgoto bruto.
70
SST- 2º Período
0
100
200
300
400
RA L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
SST - 3º Período
0
200
400
600
800
1000
RA BF L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
SST - 4º Período
0
200
400
600
800
RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
SST- 5º Período
0
100
200
300
400
500
600
700
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
SST- 6º Período
0
100
200
300
400
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentr ação (m g/L)
25% mediana min max 75%
SST- 7º Período
0
100
200
300
400
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentr ação (m g/L)
25% mediana min max 75%
SST- 8º Período
0
100
200
300
400
500
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentr ação (m g/L)
25% mediana min max 75%
SST- 9º Período
0
100
200
300
400
EB RA L1 L2 L3 L4
Concentr ação (m g/L)
25% mediana min max 75%
EB: esgoto bruto; RA: efluente do reator UASB; BF: efluente do biofiltro.
Figura 5.36 – Variação de SST nas unidades de tratamento, períodos 2 a 9.
Na Tabela 5.9 apresenta-se um resumo dos testes de correlação (correlação não-
paramétrica de Spearman) aplicados para verificar eventuais associações entre os
valores de pH e OD, os teores de clorofila a e de SST, considerando os dados de
todas as lagoas em conjunto.
71
Tabela 5.9 – Correlação entre os dados de clorofila a, pH, OD e SST no conjunto de
lagoas, períodos 4 a 9.
Parâmetro rs p
clorofila x pH superfície 0,3230 < 0,0001
clorofila x pH ½ profundidade 0,3089 0,0002
clorofila x OD superfície 0,1209 0,0388
clorofila x OD ½ profundidade 0,1501 0,0142
clorofila x SST 0,5307 < 0,0001
rs: coeficiente de Spearman; p < 0,05: correlação estatisticamente significativa
À exceção da associação entre clorofila a e SST, as variáveis testadas mostram-se
fracamente correlacionadas, embora, na maioria das vezes com significância
estatística, o que indica a influência de outras variáveis nas correlações.
5.2.1.4 – Condutividade elétrica (CE).
As Figuras 5.37, 5.38 e 5.39 mostram as variações de CE no efluente das lagoas ao
longo dos distintos períodos operacionais. Cabe ressaltar que em meados do período
5 implementou-se a determinação deste parâmetro no afluente à série de lagoas de
polimento.
CE - 1º Periodo
200
300
400
500
600
700
L1 L2 L3
μS/cm
25% mediana min max 75%
CE - 2º Periodo
200
300
400
500
600
700
800
900
L1 L2 L3
μS/cm
25% mediana min max 75%
CE - 3º Periodo
200
300
400
500
600
700
800
L1 L2 L3
μS/cm
25% mediana min max 75%
Figura 5.37 – Variação da condutividade elétrica na série de lagoas, períodos 1 a 3.
72
CE - 4º Periodo
100
200
300
400
500
600
700
800
900
L1 L2 L3 L4
μS/cm
25% mediana min max 75%
CE - 5º Periodo
100
200
300
400
500
600
700
800
900
Afluente L1 L2 L3 L4
μS /cm
25% mediana min max 75%
CE - 6º Periodo
200
300
400
500
600
700
800
Afluente L1 L2 L3 L4
μS/cm
25% mediana min max 75%
Lagoas 3 e 4 em paralelo. Afluente à série de lagoas ≡efluente do (UASB +BF).
Figura 5.38 – Variação da condutividade elétrica na série de lagoas, períodos 4 a 6.
CE - 7º Periodo
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Afluente L1 L2 L3 L4
μS/cm
25% mediana min max 75%
CE - 8º Periodo
400
500
600
700
800
900
1000
Afluente L1 L2 L3 L4
μS/cm
25% mediana min max 75%
CE - 9º Periodo
200
300
400
500
600
700
800
900
Afluente L1 L2 L3 L4
μS /cm
25% mediana min max 75%
Lagoas 3 e 4 em série. Afluente à série de lagoas, período 9 ≡efluente do reator UASB, demais
períodos ≡efluente do (UASB + BF).
Figura 5.39 – Variação da condutividade elétrica na série de lagoas, períodos 7 a 9.
Dos períodos nos quais foi determinada a condutividade elétrica afluente à primeira
lagoa (a partir do período 5), apenas nos períodos 6 e 7 foram detectadas diferenças
73
estatisticamente significativas (teste Tukey) entre o afluente e o efluente desta lagoa.
No restante da série de lagoas (ANOVA – teste Tukey) entre os resultados podem ser
resumidos como a seguir: (i) a CE nas lagoas 1 e 2 confirmou-se estatisticamente
semelhante nos períodos 4, 5, 7 e 9 e distintas nos demais períodos; (ii) nas lagoas 2
e 3 a CE revelou-se estatisticamente igual nos períodos 1, 4, 5 e 6 e distinta nos
demais períodos; (iii) nos períodos em que as lagoas 3 e 4 foram operadas em
paralelo (períodos 4, 5 e 6), apenas no período 4 as lagoas 2 e 4 apresentaram
mesmos valores de CE; (iv) as lagoas 3 e 4 mantiveram valores de CE
estatisticamente iguais em todos os períodos operacionais.
Estes resultados revelam um consistente decréscimo de atividade iônica ao longo da
série de lagoas, provavelmente devido à redução de amônia (ver item 5.2.3.1), já que
outros íons determinados (cálcio, magnésio e cloretos) não revelaram esta tendência
(dados não incluídos nesta dissertação).
Na Tabela 5.10 apresenta-se um resumo da verificação de correlação linear
(correlação de Pearson) entre a concentração de amônia e a condutividade elétrica,
sendo que os resultados revelam associações relativamente fortes e estatisticamente
significativas. Nota-se ainda que, com exceção da lagoa 4, à medida que se avança na
série de lagoas, mais forte é a correlação entre esses parâmetros.
Tabela 5.10 – Correlação entre os dados de amônia e condutividade elétrica na série
de lagoas.
Série de lagoas r p
Lagoa 1 0,5729 0,0001
Lagoa 2 0,7006 0,0001
Lagoa 3 0,7266 0,0001
Lagoa 4 0,6751 0,0001
Conjunto de lagoas 0,7693 0,0001
r: coeficiente de Pearson; p < 0,05: correlação estatisticamente significativa
5.2.1.5 – Síntese das observações sobre a caracterização dos ambientes aquáticos no
sistema de lagoas.
Em que pese alguma similaridade observada na qualidade da água entre as duas
primeiras e as duas últimas lagoas, em geral, os efluentes das lagoas em série
confirmaram-se como estatisticamente diferentes. Em outras palavras, há nítidos
ganhos de qualidade da água ao longo da série de lagoas, em termos, por exemplo, de
74
maiores teores de OD e clorofila e menores valores de alcalinidade e condutividade
elétrica.
Mesmo a lagoa 1, que recebe maiores cargas orgânicas manteve, em geral, boas
condições de oxigenação.
Os valores de pH mantiveram-se sempre acima de 7,0 em toda a coluna líquida e, à
meia profundidade, acima de 7,5. Os valores médios à meia profundidade foram: 7,6
(lagoa 1), 7,8 (lagoa 2), 8,2 (lagoa 3) e 8,4 (lagoa 4).
Reúnem-se indícios de que, nas três primeiras lagoas, a profundidade (nas faixas
testadas neste estudo) exerceria pouca influência sobre o pH. Medido à superfície e à
meia profundidade, registram-se os seguintes incrementos médios de pH na série de
lagoas: (i) lagoa 1 para a lagoa 2: 3 - 5%; (ii) lagoa 2 para lagoa 3: 5 - 7%; (ii) lagoa
3 para lagoa 4: sem incremento - 2%.
5. 2 .2 – Remoção de matéria orgânica
5.2.2.1 – Remoção de DBO e DQO no sistema de lagoas.
Na Tabela 5.11 encontram-se as taxas de aplicação superficiais (kg DBO
5
/ ha.d)
sobre o sistema de lagoas ao longo de todo o período de estudo.
Tabela 5.11 – Taxa de aplicação superficial na série de lagoas, média e desvio padrão
(kg DBO / ha.d).
Períodos
operacionais
(1)
L1
(2)
L2
(2)
L3
(2)
L4
(2)
1 (n =22)
(3)
106 (74) 78 (58) 36 (26) -
2 (n =11)
(3)
122 (35) 68 (21) 54 (13) -
3 (n = 9)
(4)
58 (16) 36 (9) 28 (6) -
4 (n = 21)
(4) (5)
175 (81) 87 (33) 33 (15) 33 (15)
5 (n = 28)
(4) (5)
72 (34) 47 (23) 23 (11) 23 (11)
6 (n = 8)
(4) (5)
36 (11) 23 (12) 12 (3) 14 (7)
7 (n = 16)
(4) (6)
41 (15) 31 (14) 30 (15) 33 (10)
8 (n = 6)
(4) (6)
35 (22) 27 (11) 34 (20) 32 (17)
9 (n = 7)
(3) (6)
34 (25) 30 (16) 31 (15) 26 (15)
(1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão; (3) sistema de lagoas
recebendo o efluente do UASB; (4) sistema de lagoas recebendo o efluente do UASB+ BF; (5) lagoas
3 e 4 em paralelo; (6) lagoas 3 e 4 em série.
75
Nos períodos 1 e 2 e 9, em tese, o sistema de lagoas seria classificável como de
polimento e, nos demais, de maturação, por receber, respectivamente, o efluente do
UASB e do sistema UASB + BF. De fato, nos períodos 1 e 2, a primeira lagoa recebe
taxas de aplicação superficial típicas de lagoas facultativas. Não obstante, no período
4, já com o BF instalado, a taxa de aplicação superficial à primeira lagoa (devido ao
incremento de vazão) é também típica de lagoas facultativas e, no período 9, quando
o sistema volta a receber diretamente o efluente do UASB, a taxa de aplicação
superficial à lagoa 1 é típica de lagoas de maturação. Ao longo dos períodos de
estudo observa-se uma tendência geral decrescente das taxas de aplicação superficial
às lagoas; isto, em parte, se deve às variações de vazão (ver Tabela 4.1) e de
concentração do esgoto bruto, mas também a um rigor crescente de controle
operacional e, portanto, de desempenho, do conjunto UASB + BF, principalmente do
reator UASB.
Em toda esta análise das taxas de aplicação superficial ao longo do sistema de lagoas,
há que se fazer a ressalve de que da segunda lagoa em diante os valores embutem
grande influência das algas (DBO particulada) do efluente da lagoa precedente.
As variações das concentrações de DBO
5 total
, DQO
total
e DQO
fitlrada
ao longo das
unidades de tratamento apresentam-se resumidas em gráficos box-plot, nas Figuras
5.40 e 5.41 e 5.42, respectivamente. Nas Tabelas 5.12, 5.13 e 5.14 resumem-se
respectivamente os dados de DBO
5 total
, DQO
total
e DQO
fitlrada
, em termos de médias e
desvios-padrão.
Tabela 5.12 – Concentração de DBO total (mg / L) ao longo do tratamento, média e
desvio padrão.
Período
operacional
(1)
EB
(2)
UASB
(2)
BF
(2)
L1
(2)
L2
( 2)
L3
( 2)
L4
(2)
1 (n =22)
(3)
345 (122) 111 (77) NA 82 (61) 37 (27) 17 (5) NA
2 (n =11)
(3)
405 (109) 96 (27) NA 54 (16) 43 (10) 31 (9) NA
3 (n =9)
(4)
264 (53) 89 (36) 46 (13) 28 (7) 22 (5) 16 (4) NA
4 (n =21)
(4) (5)
337 (103) 80 (31) 66 (30) 32 (11) 25 (9) 26 (9) 23 (10)
5 (n =28)
(4) (5)
294 (122) 49 (16) 28 (13) 24 (10) 24 (7) 26(10) 26 (7)
6 (n =8)
(4) (5)
242 (101) 58 (18) 38 (12) 24 (13) 25 (6) 21 (6) 20 (8)
7 (n =16)
(4) (6)
278 (62) 58 (18) 43 (15) 33 (13) 31 (16) 34 (11) 34 (15)
8 (n =6)
(4) (6)
328 (63) 58 (5) 37 (17) 28 (6) 35 (17) 34 (7) 38 (18)
9 (n =7)
(3) (6)
261 (117) 35 (24) NA 31 (13) 33 (12) 25 (11) 20 (7)
(1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão; (3) sistema de lagoas
recebendo o efluente do UASB; (4) sistema de lagoas recebendo o efluente do UASB + BF;
(5) lagoas 3 e 4 em paralelo; (6) lagoas 3 e 4 em série; NA: não se aplica.
76
Tabela 5.13 – Concentração de DQO total (mg / L) ao longo do tratamento, média e
desvio padrão.
Período
operacional
(1)
EB
(2)
UASB
(2)
BF
(2)
L1
(2)
L2
(2)
L3
(2)
L4
(2)
1 (n =22)
(3)
657 (313) 282 (271) NA 255 (243) 154 (88) 98 (46) NA
2 (n =10)
(3)
765 (189) 251 (84) NA 225 (69) 234 (68) 277 (66) NA
3 (n =9)
(4)
627 (252) 438 (317) 178 (86) 168 (37) 139 (39) 143 (47) NA
4 (n =22)
(4) (5)
771 (272) 229 (190) 196 (88) 144 (49) 143 (61) 137 (41) 153 (45)
5 (n =30)
(4) (5)
702 (216) 198 (97) 137 (48) 113 (41) 116 (39) 156 (52) 175 (65)
6 (n =11)
(4) (5)
712 (240) 216 (88) 150 (62) 176 (46) 235 (58) 143 (46) 174 (36)
7 (n =13)
(4) (6)
784 (273) 215 (98) 188 (151) 180 (138) 223 (179) 195 (93) 194 (123)
8 (n =7)
(4) (6)
728 (244) 251 (81) 162 (38) 157 (48) 181 (49) 238 (94) 194 (96)
9 (n =7)
(3) (6)
463 (235) 102 (51) NA 183 (120) 192 (111) 195 (61) 220 (88)
(1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão; (3) sistema de lagoas recebendo o
efluente do UASB; (4) sistema de lagoas recebendo o efluente do UASB + BF; (5) lagoas 3 e 4 em
paralelo; (6) lagoas 3 e 4 em série;NA: não se aplica.
Tabela 5.14 – Concentração de DQO filtrada (mg / L) nas unidades de tratamento,
média e desvio padrão.
Período operacional
(1)
L1
(2)
L2
(2)
L3
(2)
L4
(2)
1
NR NR NR NA
2 (n =9)
(3)
106 (35) 83 (27) 77 (29) NA
3 (n =9)
(4)
76 (36) 70 (27) 88 (29) NA
4 (n =22)
(4) (5)
79 (28) 73 (23) 69 (22) 80 (31)
5 (n =26)
(4) (5)
67 (30) 61 (23) 63 (24) 71 (31)
6 (n =10)
(4) (5)
55 (21) 50 (22) 49 (13) 56 (20)
7 (n =11)
(4) (6)
45 (22) 36 (17) 45 (26) 61 (32)
8 (n =7)
(4) (6)
59 (27) 64 (26) 68 (28) 74 (21)
9 (n =5)
(3) (6)
53 (27) 61 (27) 59 (24) 64 (27)
(1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão; (3) sistema de lagoas recebendo o
efluente do UASB; (4) sistema de lagoas recebendo o efluente do UASB + BF; (5) lagoas 3 e 4 em
paralelo; (6) lagoas 3 e 4 em série; NR: nãorealizado; NA: não se aplica.
77
DBO - 1º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
700
800
EB RA L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DBO - 2º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
700
EB RA L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DBO - 3º Periodo
0
100
200
300
400
500
EB RA BF L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DBO - 4º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (m g/L)
25% mediana min max 75%
DBO - 5º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
700
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DBO - 6º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DBO - 7º Periodo
0
100
200
300
400
500
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentr ação (mg/L)
25% mediana min max 75%
DBO - 8º Periodo
0
100
200
300
400
500
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DBO - 9º Periodo
0
100
200
300
400
500
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
Figura 5.40 – Variação da concentração de DBO
5 total
ao longo do sistema de tratamento e dos períodos operacionais.
78
DQO total - 1º Periodo
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
EB RA L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO total - 2º Periodo
0
200
400
600
800
1000
1200
EB RA L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO total - 3º Periodo
0
200
400
600
800
1000
1200
EB RA BF L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO total - 4º Periodo
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO total - 5º Periodo
0
200
400
600
800
1000
1200
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO total - 6º Periodo
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Conc entr ação (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO total - 7º Periodo
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO total - 8º Periodo
0
200
400
600
800
1000
1200
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Conc entr ação (m g/L)
25% mediana min max 75%
79
DQO
filt
- 2º Periodo
0
100
200
300
400
500
Afluente L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO
filt
- 3º Periodo
0
100
200
300
400
Afluente L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO
filt
- 4º Periodo
0
100
200
300
400
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO
filt
- 5º Periodo
0
100
200
300
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO
filt
- 6º Periodo
0
100
200
300
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO
filt
- 7º Periodo
0
100
200
300
400
500
600
700
800
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO
filt
- 8º Periodo
0
100
200
300
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
DQO
filt
- 9º Periodo
0
100
200
Afluente L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
Figura 5.42 – Variação da concentração de DQO
filtrada
ao longo do sistema de tratamento e dos períodos operacionais.
80
Como já registrado no item 5.1.1, o reator UASB apresentou remoção de DQO e
DBO entre 60% - 70% e 70% - 80%, respectivamente; o BF contribui com remoção
adicional de DQO de 20% - 40% e de DBO de 20% - 30%. Assim, é de se esperar
que a matéria orgânica residual afluente ao sistema de lagoas já não seja de tão fácil
biodegradabilidade. Por sua vez, é preciso ressaltar que os valores de DBO
5 total
e
DQO
total
no sistema de lagoas incluem frações relativamente elevadas (35 a 50%) de
material particulado, constituído predominantemente de microalgas (CAVALCANTI
et al., 2001).
Durante quase todo o período de monitoramento, a primeira lagoa parece cumprir um
papel de remoção complementar de matéria orgânica e, julgando pelos valores
médios efluentes, contribui aproximadamente com uma remoção de 12% a 50% de
DBO
total
e de 50% a 60% de DQO
filtrada
(Tabelas 5.12 e 5.14).
Aplicando testes estatísticos (ANOVA seguida de teste Tukey) para os dados
observados no conjunto de lagoas, pode-se verificar que a lagoa 1 efetivamente
contribuiu para remoção complementar de DBO
total
apenas nos períodos 3 e 5 e para
a remoção de DQO filtrada em todos os períodos, à exceção do período 9 (ou seja,
foram registradas diferenças estatisticamente significativas entre as concentrações
afluentes e efluentes). As demais unidades da série não contribuíram com remoção
adicional, tanto em termos de DBO, quanto de DQO filtrada.
Cavalcanti et al. (2001) sugerem que as concentrações de DBO
5
e DQO totais em
efluentes finais de lagoas de polimento dificilmente alcançam valores abaixo de
30 mg DBO
5
/ L e 60 mg DQO / L. Isto é de certa forma confirmado neste estudo,
com o adendo de que a DQO
filtrada
também dificilmente alcançou concentrações
inferiores a 60 mg DQO / L.
Entretanto, os resultados devem ser analisados também sob outro prisma, ou seja,
não somente sob a perspectiva de se as lagoas contribuem ou não para a remoção
complementar de matéria orgânica. Pode ser observado que já com o efluente da
lagoa 1 (à exceção do período 1 e 2) o impacto ambiental do lançamento em corpos
receptores é bastante minimizado – por exemplo, o padrão de lançamento da
legislação do estado de Minas Gerais já é atendido (60 mg /L) (MINAS GERAIS,
1987). Neste sentido, o sistema em estudo manteve, sempre, 100% de atendimento
ao referido padrão a partir da terceira lagoa; na lagoa 2 um pequeno percentual de
atendimento inferior a 100% foi registrado nos períodos 1, 2, 7 e 8, respectivamente,
95%, 91%, 87% e 83%; a lagoa 1 apresentou, ao longo de cerca de cinco anos de
81
operação, um efluente com DBO superior a 60 mg /L em cerca de 50% e 30% do
tempo (referentes aos períodos 1 e 2 respectivamente).
No intuito de melhor explicar estes resultados, foram realizados testes de correlação
(correlação de Spearman – dados não-paramétricos) entre a taxa de aplicação
superficial de DBO e a concentração efluente de DBO em cada lagoa. Os resultados
dos coeficientes de correlação encontrados podem ser resumidos como: (i) lagoa 1:
r = 0,4317; (ii) lagoa 2: r = 0,2324; (iii) lagoa 3: r = 0,2765; (iv) lagoa 4: r = 0,3750;
(v) todas as lagoas: r = 0,3649. Ou seja, as correlações entre taxa de aplicação
superficial e remoção de DBO são, em geral, fracas e decrescentes ao longo da série
de lagoas (com exceção da lagoa 4, a qual foi operada em paralela e em série), mas
de alguma forma mais nítidas para a lagoa 1. Isto se explicaria pelas taxas de
aplicação superficial mais elevadas e variadas na lagoa 1 e o contrário nas demais
lagoas da série.
5.2.2.2 – Coeficientes de remoção de DBO (K
DBO
) no sistema de lagoas.
A Tabela 5.15 apresenta os valores médios de coeficiente de remoção de matéria
orgânica (K
DBO
) ao longo das lagoas e nos distintos períodos operacionais, admitindo
o regime de fluxo disperso; nestes cálculos, o número de dispersão foi estimado
como d = 1 / (L / B) (L = comprimento, B = largura) (von SPERLING, 2002).
Na quase totalidade dos períodos observados, o coeficiente de remoção de matéria
orgânica tende a diminuir ao longo da série de lagoas. Testes de correlação
(Correlação de Spearman – dados não-paramétricos) entre as taxas de aplicação
superficial e os valores de K
DBO
em cada lagoa de série revelaram os seguintes
resultados: (i) lagoa 1: r = 0,2646 (p =0,0080); (ii) lagoa 2: r = 0,2417 (p = 0,0352);
(iii) lagoa 3: r = 0,2062 (p = 0,0522); (iv) lagoa 4: r = -0,0288 (p = 0,4286); (v) todas
as lagoas: r = 0,2961 (p = 0,0000). De forma consistente com o já observado para a
associação entre taxa de aplicação superficial (Ls) e concentração efluente de DBO, a
correlação Ls x K
DBO
é, em geral, fraca.
Brito (1997) encontrou valores de K
20 DBO
(referente a DBO solúvel efluente) bem
superiores aos desse estudo (valor médio de 0,36 d
-1
), porém há que se registrar que
seu experimento (Itabira - MG) foi conduzido sob condições bem distintas de taxa de
aplicação superficial, com valores mínimo, máximo e médio de 93 kg / ha . d,
82
262 kg / ha . d e 776 kg / ha . d. Além disso, há que se considerar que os valores
calculados no presente trabalho referem-se à DBO total e não à DBO solúvel.
Tabela 5.15 – Coeficientes de remoção de matéria orgânica (K
20 DBO total
), valores
médios
(1)
na série de lagoas (d
-1
).
Período
operacional
(2)
L1 L2 L3 L4
1 (n =12) 0,079 0,074 0,059 -
2 (n =8) 0,112 0,063 0,046 -
3 (n =6) 0,107 0,052 0,148 -
4 (n =141)
(3)
0,286 0,125 0,032 0,051
5 (n =12)
(3)
0,190 0,099 0,016 0,059
6 (n =5)
(3)
0,101 0,108 0,039 0,048
7 (n =7)
(4)
0,165 0,113 0,031 0,070
8 (n =3)
(4)
0,097 0,044 0,025 0,071
9 (n =4)
(4)
0,087 0,061 0,080 0,056
(5)
Média 0,136 0,082 0,052 0,066
(1)
média dos valores de K
T
computados para cada evento de amostragem e convertidos para 20ºC.
(2)
n = número de amostras; (3) lagoas 3 e 4 em paralelo; (4) lagoas 3 e 4 em série; (5) computados
apenas os períodos em que as lagoas 3 e 4 foram operadas em série.
Para o cálculo de K
20
em lagoas facultativas (fluxo disperso), von Sperling (2002)
cita as já bem consolidadas relações empíricas de Arceivala (Equação 3.7) e Vidal
(Equação 3.8) e registra que dados experimentais de uma lagoa facultativa como pós-
tratamento de efluente de UASB bem se ajustaram a ambos os modelos.
Trabalhando com os valores médios de taxas de aplicação superficial de DBO e
coeficientes de remoção, os dados experimentais não revelaram uma associação
muito forte (Equação 5.3).
K = 0,0361 + (1,0x 10
-3
x Ls) (R
2
= 0,4333) (5.3)
Com a devida ressalva de que os valores de K
DBO
calculados no presente trabalho
referem-se a DBO total, os dados experimentais parecem melhor se ajustar ao
modelo proposto por Arceivala (Equação 3.7) do que ao de Vidal (Equação 3.8)
(Figuras 5.43, 5.44 e 5.45), apesar dos valores do coeficiente de ajuste ‘d’ (que
expressa o afastamento dos valores estimados em relação aos observados) terem sido
muito próximos nos dois casos (d = 0,76 e d = 0,75, respectivamente)
83
Figura 5.43 – Coeficiente de remoção de DBO
5
(K
20
) em função da taxa de aplicação
superficial, de acordo com os modelos de Arceivala e Vidal e com dados
experimentais.
0.000
0.050
0.100
0.150
0.200
0.250
0.300
0.000 0.100 0.200 0.300
K
estimado
(EQ 3.7)
Kob servado
Figura 5.44 – Coeficiente de remoção de DBO
5
(K
20
), valores segundo o modelo de
Arceivala x valores observados, médias referentes a cada período operacional,
Viçosa - MG, 2001 – 2007
0.000
0.050
0.100
0.150
0.200
0.250
0.300
0 50 100 150 200
Ls (Kg DBO/ha.d)
K (d-1)
EQ 3.8
ExperimentoEQ 3.7
84
0.000
0.050
0.100
0.150
0.200
0.250
0.300
0.000 0.100 0.200 0.300
K
estim ado
(EQ 3.8)
Kobservado
Figura 5.45 – Coeficiente de remoção de DBO
5
(K
20
), valores segundo o modelo de
Vidal x valores observados, médias referentes a cada período operacional, Viçosa -
MG, 2001 – 2007.
5.2.2.3 – Síntese das observações sobre remoção de matéria orgânica no sistema de
lagoas.
A primeira lagoa recebeu taxas de aplicação superficial médias entre 34 -
175 kg DBO ha
-1
.d
-1
, portanto, oscilando entre valores típicos de lagoas facultativas,
de polimento e de maturação. Independentemente disso e da terminologia que se
queira, importante é o registro de que a primeira lagoa e, de resto toda a série, bem
absorveu as oscilações de desempenho do sistema de pré-tratamento (UASB + BF) e
cumpriu um papel de remoção adicional de matéria orgânica entre 12% a 50% de
DBOtotal e de 50% a 60% de DQOfiltrada.
O padrão de lançamento da legislação do estado de Minas Gerais já é atendido
(60 mg /L), na maioria das vezes, no efluente da primeira lagoa e, quando não, no da
segunda. A terceira e a quarta lagoas praticamente não atuam na remoção de DBO e
DQO.
Foram calculados os coeficientes de remoção de DBO total, apresentando os
seguintes valores médios: 0,136 d
-1
(lagoa 1); 0,082 d
-1
(lagoa 2); 0,059 d
-1
(lagoas 3
e 4). Estimam-se, portanto, decréscimos de cerca 40% ao longo de cada unidade da
série até a lagoa 3.
Obteve-se uma equação para a estimativa do coeficiente de remoção DBO total em
função da taxa de aplicação superficial, ainda que com um ajuste estatístico apenas
razoável (R
2
= 0,43), equivalente, em termos de aplicabilidade, a outros modelos
disponíveis na literatura.
85
5.2.3. – Remoção de nitrogênio
5.2.3.1. Remoção de amônia
A Figura 5.46 ilustra a variação da concentração de amônia total expressa em
gráficos Box-Plot e a Tabela 5.16 apresenta valores médios e desvio padrão, na série
de lagoas ao longo de todo o período de operação do sistema (2001 - 2007). Na
Tabela 5.17, apresentam-se dados de remoção de amônia, levando em consideração a
concentração média afluente e efluente na série de lagoas ao longo dos períodos
operacionais.
Como esperado, tem-se um incremento da concentração de amônia no efluente do
reator UASB (≈86%), permanecendo esta, entretanto, praticamente inalterada no
efluente do biofiltro.
Em todo o período de estudo, há um decréscimo gradual de concentração de amônia
ao longo da série de lagoas. Os melhores resultados em termos de qualidade do
efluente final foram obtidos nos períodos 1, 2 e 9, coincidentes com os maiores
valores médios de pH no efluente das lagoas (Tabela 5.5).
Em termos de percentual de atendimento ao padrão de lançamento estabelecido na
Resolução Conama n
o
357 / 2005 (20 mg NH
3
/ L) (BRASIL, 2005), o seguinte
resumo pode ser apresentado: (i) lagoa 1 - apenas no período 1, em 65% dos dados;
(ii) lagoa 2 - 100% nos períodos 1 e 2, 90% no período 9 e menos de 50% nos
demais períodos; (iii) lagoa 3 - 100% nos períodos 1 , 2 e 3 e 90% no período 9; (iv)
lagoa 4, quando instalada em série - 100% nos períodos 8 e 9 e 90% no período 7.
Nos períodos 1, 2 e 9, até a terceira lagoa da série, o sistema forneceu como
concentração final valores abaixo de 2,0 mg / L (45% dos dados para os períodos 1 e
2 e 33% no período 9) e 5,0 mg / L (86%, 100% e 67% dos dados nos período 1, 2 e
9, respectivamente)
4
.
.
4
2 mg NH
3
/ L: valor considerado para a prática da piscicultura (TAVARES, 1994); 5 mg NH
3
/ L:
padrão de lançamento estabelecido na Resolução Conama n
o
20 / 86 (BRASIL, 1986).
86
NH3 - 1º Período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA L1 L2 L3
Conc entração (mg/L)
25% mediana min max 75%
NH3 - 2º Período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA L1 L2 L3
Conc entração (mg/L)
25% mediana min max 75%
NH3 - 3º Período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA BF L1 L2 L3
Concentraç ão (mg/L)
25% mediana min max 75%
NH3 - 4º Período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Conc entraç ão (mg/L)
25% mediana min max 75%
NH3 - 5º Período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
NH3 - 6º Período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
NH3 - 7º Período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Conc entraç ão (mg/L)
25% mediana min max 75%
NH3 - 8º Período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
NH3 - 9º Período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
Figura 5.46 – Variação da concentração de amônia ao longo do sistema de tratamento e dos períodos operacionais.
87
Os maiores tempos de detenção hidráulica (TDH) acumulados até a terceira lagoa
foram observados nos períodos 1, 2 e 6. Entretanto, no período 6, houve um aumento
progressivo de lâmina na série de lagoas, o que pode ter provocado uma queda de
eficiência na remoção de amônia (Tabela 5.17).
Somente a partir do 7º período a lagoa 4 entrou em operação em série com as demais,
alcançando excelentes resultados no período 9, quando 72% e 86% dos dados
observados mantiveram-se abaixo de 2,0 mg / L e 5,0 mg / L, respectivamente. É
importante observar que nesse período o TDH acumulado até a quarta lagoa da série
(22,6 dias) foi inferior ao acumulado até a terceira lagoa da série no período 1
(28,2 dias); portanto, poder-se-ia especular que as lâminas mais baixas nas lagoas 3 e
4 favoreceram a elevada eficiência de remoção (Tabela 5.17), muito embora isto não
tenha sido verificado no período 8, com igual configuração. Neste particular, vale
também destacar que a drástica redução de lâmina da lagoa 3 no período 3 (0,30 m),
em nada comprometeu o desempenho desta unidade, muito pelo contrário (Tabela
5.17). As melhores eficiências na lagoa 3 e 4 em menores profundidades ocorreram
apenas em períodos mais quentes (com destaque para o período 9), associados
também a valores mais elevados de pH (ver Tabela 5.5).
Tabela 5.16 – Concentração de amônia total (mg /L) ao longo do sistema de
tratamento, média e desvio padrão.
Período
operacional
(1)
EB
(2)
UASB
(2)
BF
(2)
L1
(2)
L2
(2)
L3
(2)
L4
(2)
1 (n =12)
(3)
17,9 (3,9) 34,8 (9,0) NA 19,2 (6,7) 6,3 (3,0) 2,7 (1,5) NA
2 (n =11)
(3)
24,2 (7,4) 44,6 (9,0) NA 27,2 (9,2) 8,1 (3,4) 2,8 (1,4) NA
3 (n =9)
(4)
22,8 (4,2) 48,9 (2,8) 46,9 (3,5) 33,4 (5,4) 19,2 (5,2) 9,3 (5,2) NA
4 (n =22)
(4) (5)
21,1 (6,6) 44,6 (13,3) 44,4 (13,6) 33,1 (11,9) 23,2 (11,6) 14,1 (9,5) 12,1 (9,1)
5 (n =32)
(4) (5)
21,9 (8,3) 38,2 (11,9) 37,6 (11,9) 32,5 (9,5) 26,2 (9,3) 15,3 (7,5) 10,6 (7,1)
6 (n =13)
(4) (5)
22,7 (4,7) 47,5 (6,5) 47,3 (6,6) 35,1 (6,3) 24,9 (5,1) 14,5 (4,1) 10,7 (4,0)
7 (n =18)
(4) (6)
25,4 (7,0) 48,2 (6,5) 48,8 (5,4) 29,3 (3,7) 28,9 (4,6) 19,4 (4,5) 14,3 (3,0)
8 (n =7)
(4) (6)
29,4 (6,9) 46,0 (2,7) 46,5 (3,3) 40,8 (3,4) 31,0 (3,8) 20,0 (5,2) 13,2 (5,1)
9 (n =9)
(3) (6)
25,2 (10,2) 35,4 (14,3) NA 18 (9,5) 13,0 (9,2) 5,7 (7,0) 3,1 (4,1)
(1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão; (3) sistema de lagoas recebendo o
efluente do UASB; (4) sistema de lagoas recebendo o efluente do UASB + BF; (5) lagoas 3 e 4 em
paralelo; (6) lagoas 3 e 4 em série; NA: não se aplica.
88
Tabela 5.17 – Eficiência média de remoção de amônia na série de lagoas (%)
Período operacional
(1)
L1 L2 L3 L4 L2
(2)
L3
(3)
L4
(4)
1 (n =8)
44,9 67,0 57,8 NA 81,8 92,3 NA
2 (n =11)
39,0 70,3 65,9 NA 81,9 93,8 NA
3 (n =9)
29,0 42,3 51,6 NA 59,0 80,1 NA
4 (n =21)
(5)
25,4 29,9 39,4 48,1 47,7 68,3 72,9
5 (n =32)
(5)
13,5 19,3 41,6 59,5 30,2 59,3 71,8
6 (n =13)
(5)
25,9 29,1 41,8 56,9 47,5 69,4 77,4
7 (n =18)
(6)
19,5 26,9 32,6 26,2 41,1 60,3 70,7
8 (n =7)
(6)
12,3 24,1 35,3 34,3 33,4 56,9 71,7
9 (n =9)
(6)
49,2 27,9 55,8 45,8 63,4 83,8 91,2
Média
28,7 37,4 46,7 35,4
(7)
54 73,8 77,9
(7)
89
Tabela 5.19 – Eficiência média de remoção de amônia na série de lagoas nos
períodos mais frios (%).
Período operacional
(1)
L1 L2 L3 L4 L2
(2)
L3
(3)
L4
(4)
2 (n =8)
30,5 69,5 68,6 NA 78,8 93,3 NA
4 (n =16)
(5)
24,2 17,6 36,2 50,9 37,5 60,1 69,3
5 (n =8)
(5)
14,9 7,2 33,3 38,8 21,1 47,4 51,7
7 (n =12)
(6)
18,6 24,2 29,3 37,8 38,3 56,4 72,9
8 (n =4)
(6)
9,1 22,5 28,0 26,9 29,6 49,3 63,0
Média 19,5 28,2 39,1 32,4
(7)
41,1 61,3 68,0
(7)
n = número de amostras; (2) eficiência acumulada até a lagoa 2; (3) eficiência acumulada até a lagoa
3; (4) eficiência acumulada até a lagoa 4; (5) lagoas 3 e 4 em paralelo; (6) lagoas 3 e 4 em série; (7)
considerando apenas os períodos em que as lagoas 3 e 4 foram operadas em série. NA: não se aplica;
Profundidade das lagoas (m): período 2 (0,90 - 0,90 - 0,90), período 4 (0,90 - 0,90 - 0,70 - 0,70),
período 5 (0,90 - 0,90 - 0,70 - 0,70), período 7 (0,50 – 0,40 - 0,40 - 0,90), período 8 (0,70 - 0,70 -
0,40 -0,40).
Em comparação com os resultados sem distinção de estação do ano, à exceção do
período 2, as eficiências acumuladas na série de lagoas são relativamente inferiores
nos períodos selecionados como mais frios, revelando a influência do fator
temperatura.
Procurou-se verificar eventuais associações entre a taxa de aplicação superficial de
DBO e a remoção de amônia. Apenas se conseguiu um bom ajuste para tal
associação quando da utilização dos dados médios por lagoa (Figura 5.47). De toda
maneira é importante destacar que ao longo de todo o período desse estudo as lagoas
não entraram em anaerobiose, bem como em pouquíssimos momentos a remoção de
amônia foi totalmente comprometida (ver Figura 5.59), mesmo na lagoa 1, que
eventualmente recebeu taxas de aplicação superficial orgânica superiores a
200 kg DBO / ha . d.
y = 0.2248Ln(x) - 0.2328
R
2
= 0.9942
0.4
0.5
0.6
0.7
0.8
0 20 40 60 80 100
Ls (KgDBO/ha.d)
NH
3
efl / NH
3
afl
Figura 5.47 – Fração de NH
3
no efluente x taxa de aplicação superficial de DBO,
valores médios por lagoa, todos os períodos operacionais.
90
Procurou-se averiguar eventuais associações entre as taxas de aplicação de DBO
afluentes e as concentrações efluentes de amônia com os teores de clorofila a nas
lagoas experimentais (Figuras 5.48 a 5.50).
Em todas as situações analisadas os dados apresentam elevada dispersão, não sendo
possível ajustar modelos causa x efeito ou mesmo identificar tendências nítidas de
associação entre as variáveis consideradas. Ou seja, para as condições de operação
das lagoas nesse estudo, não foram detectadas condições de taxas de aplicação
limites ou de amônia efluente, correspondentes às quais a atividade fotossintética se
visse seriamente comprometida, conforme observado por Yanez (2001)
91
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
0 20 40 60 80 100 120 140 160
LS (Kg NH
3
/ha.d)
Clorofila a (μg/L)
0
200
400
600
800
1000
0 20 40 60 80 100 120 140
LS (Kg NH
3
/ha.d)
Clorofila a (μg/ L)
Figura 5.49 – Taxa de aplicação superficial de amônia x clorofila a, todas as lagoas,
períodos 5 a 9, todos os dados (a) e médias por lagoa (b)
92
Uma importante variável na remoção de amônia é a taxa de aplicação hidráulica
superficial (Q / A = h / TDH), em uma relação inversa, como, aliás, pressuposto no
modelo de Pano e Middlebrooks (1982) citado no item 3.3.3.2. Entretanto,
considerando todas as configurações testadas como lagoas rasas (h ≤0,9 m), há
indícios de que haja um limite de redução de lâminas, além do qual a correspondente
redução de TDH passa a comprometer a eficiência de remoção de amônia (Figura
5.51).
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 0.25 0.30
Q/A (m
3
/m
2
.d)
Remoção de amônia
Figura 5.51 – Taxa de aplicação hidráulica superficial x eficiência de remoção de
amônia – valores médios por período operacional no conjunto de lagoas.
O exercício acima pretende apenas identificar alguma tendência, mas decerto é
cercado por outros fatores não considerados, como os diferentes valores de pH em
cada lagoa e em cada período operacional, além das diferentes temperaturas e cargas
afluentes de amônia em cada período operacional.
Para isolar o efeito temperatura os dados foram também analisados em separado para
os períodos mais quentes e mais frios (Figuras 5.52 e 5.53). A tendência acima
especulada dilui-se nos períodos mais quentes, mas pronuncia-se nos períodos mais
frios.
93
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
0.00 0.05 0.10 0.15 0.20
Q/A (m
3
/m
2
.d)
Remoção de amônia
Figura 5.52 – Taxa de aplicação hidráulica superficial x eficiência de remoção de
amônia – valores médios no conjunto de lagoas e nos períodos mais quentes
(períodos 1, 2, 3, 5, 6 e 9).
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 0.25 0.30
Q/A (m
3
/m
2
.d)
Remoção de amônia
Figura 5.53 – Taxa de aplicação hidráulica superficial x eficiência de remoção de
amônia – valores médios no conjunto de lagoas e nos períodos mais frios (períodos 4,
7 e 8).
Na Figura 5.54, de acordo com o permitido no banco de dados (dados disponíveis ou
suficientes), os resultados foram rearranjados por faixas de pH, neste caso sugerindo
que a influência da taxa de aplicação hidráulica superficial se faz mais nítida em
faixas de pH mais baixos, típicas da primeira lagoa.
94
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 0,3
Q/A (m3/m2.d)
Remoção NH3 (%)
pH 7,4 - 7,9 pH 8,0 - 8,5
Figura 5.54 – Taxa de aplicação hidráulica superficial x eficiência de remoção de
amônia, valores médios no conjunto de lagoas reunidos por faixa de pH.
Na seqüência, procurou-se verificar, isoladamente, a influência da taxa de aplicação
superficial de amônia (Tabela 5.20), a qual apresenta-se como uma importante
variável explicativa (como uma função exponencial) para a remoção de amônia
(Figuras 5.55 e 5.56), tendo sido observado um índice de concordância (d) entre os
valores estimados a partir do modelo ajustado com base nos resultados experimentais
(Figura 5.55) e os versus valores observados (Figura 5.56) de 0,78.
Tabela 5.20 – Taxa de aplicação superficial de amônia na série de lagoas
(kg NH
3
/ ha . d), média e desvio padrão.
Período operacional
(1)
L1
(2)
L2
(2)
L3
(2)
L4
(2)
1 (n =8)
(3)
33,3 (8,6) 18,3 (6,4) 6,0 (2,9) NA
2 (n =11)
(3)
56,8 (11,5) 34,7 (11,7) 10,3 (4,4) NA
3 (n =9)
(4)
59,8 (4,4) 42,5 (6,8) 24,5 (6,7) NA
4 (n =21)
(4) (5)
118,9 (36,3) 88,7 (32,0) 31,1 (15,6) 31,1 (15,6)
5 (n =32)
(4) (5)
71.9 (22,7) 62,1 (18,1) 25,1 (8,9) 25,1 (8,9)
6 (n =13)
(4) (5)
45,2 (6,3) 33,5 (6,0) 11,9 (2,4) 11,9 (2,4)
7 (n =18)
(4) (6)
46,6 (5,1) 37,5 (3,5) 27,5 (4,3) 18,5 (4,3)
8 (n =7)
(4) (6)
44,5 (3,2) 39,0 (3,2) 29,6 (3,7) 19,2 (5,0)
9 (n =9)
(3) (6)
33,8 (3,7) 17,2 (9,1) 12,4 (8,8) 5,5 (6,7)
(1) n = número de amostras; (2) valores entre parênteses: desvio-padrão; (3) sistema de lagoas recebendo o
efluente do UASB; (4) sistema de lagoas recebendo o efluente do UASB + BF; (5) lagoas 3 e 4 em
paralelo; (6) lagoas 3 e 4 em série; NA: não se aplica. Profundidade das lagoas (m): período 1 (0,90 -
0,90 -0,90), período 2 (0,90 - 0,90 - 0,70 - 0,90), período 3 (0,90 - 0,90 -0,30), período 4 (0,90 -
0,90 -0,70 - 0,70), período 5 (0,90 - 0,90 - 0,70 - 0,70), período 6 (0,50 - 0,40 - 0,90 - 0,90), período
7 (0,50 – 0,40 - 0,40 - 0,40), período 8 (0,70 - 0,70 -0,40 - 0,40), período 9 (0,70 - 0,70 -0,40 -0,40).
95
y= 0.5796e
2.1691x
R
2
= 0.6792
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0.00 0.50 1.00 1.50 2.00 2.50 3.00
Log Ls NH
3
CeNH
3
Figura 5.55 – Taxa de aplicação superficial de amônia (kg NH3 / ha. d) x
concentração efluente de amônia, todas as lagoas da série, todos os períodos
operacionais.
96
])./.(10.035,5[1
1
))6,6.(540,1(3
pH
eQACo
Ce
As Figuras 5.57 e 5.58 mostram a associação entre as concentrações efluentes de
amônia obtidas com modelo de Pano e Middlebrooks e as concentrações reais, por
lagoa e com todas as lagoas reunidas em um mesmo banco de dados,
respectivamente. De forma geral pode-se afirmar que os dados experimentais e
estimados apresentam boa associação, tendo sido calculados os seguintes índices de
ajuste (d): lagoa 1 = 0,79; lagoa 2 = 0,86; lagoa 3 = 0,86; lagoa 4 = 0,80 (Figura
5.57); todas as lagoas = 0,88 (Figura 5.58).
Entretanto, visualmente, percebe-se que o modelo de Pano e Middlebrooks tende a
superestimar a concentração de amônia, principalmente nos efluentes das lagoas 1 e
2, ou seja, ou seja, o modelo melhor se ajusta aos valores mais baixos de amônia
observados nos experimentos.
Lagoa 1
0
10
20
30
40
50
0 10 20 30 40 50
NH
3
obs
NH
3
est
97
98
0.00
0.02
0.04
0.06
0.08
0.10
0.12
0.14
0.16
0.18
0.00 0.50 1.00 1.50 2.00
(pH-7)
(Co-Ce)/Ce*(Q/A)
Figura 5.60 – Ajuste dos dados de variação de pH, remoção de amônia e taxa de
aplicação hidráulica superficial para o rearranjo do modelo de Pano e Middlebrooks.
))7.(9131,0(2
)./.(10.86,31
pH
eQA
Co
Ce
R
2
= 0,76 (5.4)
99
C
e
= concentração de amônia efluente (mg / L)
C
o
= concentração de amônia afluente (mg / L)
K
T
= K
20
.(θ)
(T-20)
K
20
= 0,0064
θ= 1,039
t = tempo de detenção hidráulica
Considerando o conjunto dos dados (todas as lagoas), o modelo de Reed apresenta
também um bom ajuste aos dados experimentais, tendo sido calculados os seguintes
índices de ajuste (d): lagoa 1 = 0,75; lagoa 2 = 0,83; lagoa 3 = 0,86; lagoa 4 = 0,81
(Figura 5.62); todas as lagoas = 0,87 (Figura 5.63).
Nesse caso, o modelo (Reed) fornece, na maioria das vezes, valores subestimados de
concentrações efluentes de amônia. Pode-se ainda verificar que os dados
experimentais de amônia mais se aproximam do modelo de Reed à medida que se
avança na série de lagoas, ou seja, o modelo melhor se aplica às concentrações mais
baixas de amônia (Figuras 5.62 e 5.63).
Lagoa 1
0
10
20
30
40
50
60
0 10 20 30 40 50 60
NH3 obs (mg.L
-1
)
NH3 est (mg.L
- 1
)
Lagoa 2
0
10
20
30
40
50
0 10 20 30 40 50
NH3 obs (mg.L
-1
)
NH3 est (mg.L
-1
)
Lagoa 3
0
10
20
30
40
0 10 20 30 40
NH
3
obs (mg.L
-1
)
NH3 est (mg.L
-1
)
Lagoa 4
0
10
20
30
40
0 10 20 30 40
NH3 obs (mg.L
-1
)
NH3 est (mg .L
- 1
)
Figura 5.62 – Concentração efluente de nitrogênio amoniacal, valores estimados com
o modelo de Reed x valores medidos em cada lagoa da série, todos os períodos
operacionais
100
101
0.000
0.002
0.004
0.006
0.008
0.010
0.012
0.014
0.20 0.40 0.60 0.80 1.00
profundidade (m)
K NH3 (d
-1
)
Figura 5.64 – Coeficiente de remoção de amônia (K
20 NH3
) x profundidade das lagoas,
valores médios, todas as lagoas, todos os períodos operacionais.
0.000
0.002
0.004
0.006
0.008
0.010
0.012
0.014
0 5 10 15 20 25 30
TDH (d)
K NH3 (d
-1
)
Figura 5.65 – Coeficiente de remoção de amônia (K
20 NH3
) x tempo de detenção
hidráulica acumulado na série de lagoas, valores médios, todas as lagoas, todos os
períodos operacionais.
5.2.3.2 - Remoção de NTK
Do primeiro ao sexto período operacional as análises de nitrogênio orgânico
embutiram um erro analítico, somente sanado em meados do sétimo período. Assim,
na discussão sobre a remoção de NTK apenas serão considerados os resultados a
partir do período 7.
Na Figura 5.66 apresentam-se as concentrações médias de NTK ao longo do sistema
de tratamento, e as frações correspondentes de nitrogênio amoniacal e orgânico, para
os três últimos períodos. Visualiza-se o processo de amonificação no reator UASB, o
pouco ou nenhum efeito do BF no balanço de nitrogênio e o decaimento gradual de
NTK ao longo da série de lagoas, provável e principalmente devido à remoção de
amônia, pois não se notam grandes variações de nitrogênio orgânico.
102
NTK - 7º período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA BF L1 L2 L3 L4
concentração (mg/L)
ORGÂNICO
AMÔNIA
NTK - 8º período
0
10
20
30
40
50
60
70
EB RA BF L1 L2 L3 L4
concent ração (mg/L)
ORGÂNICO
AMÔNIA
NTK - 9º período
0
10
20
30
40
50
60
EB RA BF L1 L2 L3 L4
con centra ção ( mg /L)
ORGÂNICO
AMÔNIA
Figura 5.66 – Concentração de amônia total + nitrogênio orgânico ao longo do
sistema de tratamento, períodos operacionais 7, 8 e 9.
Tentativas de regressão (Figura 5.67) revelaram a taxa de aplicação superficial de
NTK como uma importante variável explicativa (mais nitidamente que a taxa de
aplicação superficial de NH
3
– ver Figura 5.55) para a remoção de amônia e NTK,
sendo que os dados de NTK efluente apresentaram um ajuste um pouco melhor (d =
0,87) do que os de amônia (d = 0,80) (Figura 5.68). Resultados similares foram
observados por Silva et al. (1995b) em estudos em Campina Grande - PB.
y= 0.0301e
3.9426x
R
2
= 0.8078
0
10
20
30
40
50
60
70
0.00 0.50 1.00 1.50 2.00 2.50
Log Ls
Ce NH3 (mg /L)
y = 0.7958e
2.321x
R
2
= 0.8477
0
10
20
30
40
50
60
70
0.00 0.50 1.00 1.50 2.00 2.50
Log Ls
Ce NTK (mg/L)
Figura 5.67 – Taxa de aplicação superficial de NTK (kg NTK / ha. d) x concentração
efluente de amônia (a) e concentração efluente de NTK (b), todas as lagoas da série,
períodos operacionais 7, 8 e 9.
(a)
( b)
103
0
10
20
30
40
50
60
70
0 10 20 30 40 50 60 70
Ce NH
3
obs (mg/L)
Ce NH3 est (mg/L)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
0 10 20 30 40 50 60 70 80
Ce NTK obs (mg/L)
Ce NTK est(mg/L)
Figura 5.68 – Concentração efluente de amônia (a) e de NTK (b): valores observados
versus valores estimados pelos modelos ajustados com base nos resultados
experimentais, todas as lagoas da série, períodos operacionais 7, 8 e 9.
5.2.3.3 - Remoção de N total
Procurou-se verificar os ajustes dos dados experimentais de remoção de N-total com
o já referido modelo de modelo de Reed (Equação 3.27). Para estimar a concentração
de nitrogênio total com o emprego do modelo de Reed levou-se em consideração a
concentração total de nitrogênio afluente em termos de nitrogênio orgânico,
amoniacal e nitrato, pois o nitrogênio em forma de nitrito não foi quantificado.
Devido aos já mencionados problemas analíticos na determinação de nitrogênio
orgânico, apenas os três últimos períodos foram testados.
As Figuras 5.69 e 5.70 ilustram a associação entre as concentrações efluentes de
nitrogênio total obtidas do modelo de Reed e as concentrações reais, por lagoa e com
todas as lagoas. Embora o modelo de Reed tenha sido concebido para estimativa de
remoção de N total seu ajuste aos dados experimentais (Figuras 5.69 e 5.70)
mostrou-se um pouco mais frágil do que com os dados de amônia (Figuras 5.62 e
5.63); os seguintes índices de ajuste (d) foram calculados como a seguir: lagoa
1 = 0,76; lagoa 2 = 0,81; lagoa 3 = 0,77; lagoa 4 = 0,76 (Figura 5.69); todas as
lagoas = 0,81 (Figura 5.70).
(a) (b )
104
Lagoa 1
0
20
40
60
80
0 20 40 60 80
NT obs (mg/L)
NT est (mg/L)
Lagoa 2
0
20
40
60
80
0 20 40 60 80
NT obs (mg/L)
NT est (mg/L)
Lagoa 3
0
20
40
60
0 20 40 60
NT obs (mg/L)
NT est (mg/L)
Lagoa 4
0
20
40
60
0 20 40 60
NT obs (mg/L)
NT est (mg/L)
Figura 5.69 – Concentração efluente de nitrogênio total, valores estimados com o
modelo de Reed x valores medidos em cada lagoa da série, períodos operacionais 7,
8 e 9.
0
20
40
60
80
0 20 40 60 80
NT obs (mg/L)
NT est (mg/L)
Figura 5.70 – Concentração efluente de nitrogênio total, valores estimados com o
modelo de Reed x valores medidos no conjunto de lagoas, períodos operacionais 7, 8
e 9.
Para efeito do cômputo de N total, mostra-se na Figura 5.71 a concentração de nitrato
nas unidades de tratamento. Em geral, observa-se uma redução na concentração no
efluente do reator UASB (provavelmente devida à desnitrificação em ambiente
anaeróbio), pouca alteração no efluente do BF e uma elevação gradual na série de
lagoas, mas não a ponto de se inferir sobre a nitrificação como um mecanismo
determinante no balanço de nitrogênio e de remoção de amônia.
105
Nitrato - 1º Período
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
EB RA L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
Média Aritmética Média - dp Média + dp
Nitrato - 2º Período
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
EB RA L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
Média Aritmética Média - dp Média + dp
Nitrato - 3º Período
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
EB RA BF L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
Média Aritmética Média - dp Média + dp
Nitrato - 4º Período
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
Média Aritmética Média - dp Média + dp
Nitrato- 5º Período
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentr ação (m g/L)
Média Aritmética Média - dp Média + dp
Nitrato - 6º Período
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Conc entr ação (mg/L)
Média Aritmética Média - dp Média + dp
Nitrato - 7º Período
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
Média Aritmética Média - dp Média + dp
Nitrato - 8º Período
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
Média Aritmética Média - dp Média + dp
Nitrato - 9º Período
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
Média Aritmética Média - dp Média + dp
Figura 5.71 – Variação da concentração de nitrato ao longo do sistema de tratamento e dos períodos operacionais, média e desvio-padrão.
106
Os dados (concentração efluente de N total) experimentais e estimados pelo modelo
de Reed apresentam também boa associação, porém , em termos gerais, o modelo de
Reed fornece valores subestimados de N total efluente
Aplicando o modelo de Reed aos dados experimentais, apresentam-se na Tabela 5.22
os valores médios calculados de coeficientes de remoção de nitrogênio total (K
NT
),
ao longo das lagoas, nos períodos 7, 8 e 9 (períodos nos quais se quantificou
nitrogênio orgânico).
Tabela 5.22 – Coeficientes de remoção de nitrogênio total (K
20
NT), valores médios
(1) na série de lagoas (d-1).
Período operacional
(2)
L1 L2 L3 L4
7 (n =9)
(3)
0,0009 0,0028 0,0026 0,0044
8 (n =7)
(3)
0,0004 0,0016 0,0035 0,0034
9 (n =9)
(3)
0,0082 0,0033 0,0021 0,0011
(1)
média dos valores de K
T
computados para cada evento de amostragem e convertidos para 20ºC.
(2)
n = número de amostras; (3) lagoas 3 e 4 em série. Profundidade das lagoas (m): período 7 (0,50 - 0,40 -
0,40 -0,40), período 8 (0,70 - 0,70 - 0,40 - 0,40), período 9 (0,90 - 0,70 - 0,40 -0,40). TDH das
lagoas (d): período 7 (5,10 - 4,10 - 4,10 - 9,40), período 8 (7,20 - 7,20 - 4,10 - 4,10), período 9 (7,20 -
7,20 -4,10 - 4,10).
Nos períodos 7 e 8 a variação observada entre lagoas em cada período e entre
períodos para cada lagoa é, em geral, consistente com configuração do sistema:
coeficientes de remoção crescentes ao longo da série e, ou, com profundidades
reduzidas. Entretanto, os resultados do período 8 (mais quente que os demais) não
permitem a generalização destas informações.
Os coeficientes calculados são, salvo uma exceção (lagoa 1, período 9) inferiores, e
por vezes bem inferiores, ao assumido no modelo original (0,0064 d
-1
). Comparando
isto com o observado quando da aplicação do modelo de Reed para a remoção de
amônia, poderia ser mais um indício de que o principal mecanismo de remoção de
nitrogênio nas lagoas estudadas seria mesmo a volatilização da amônia.
5.2.3.4 – Síntese das observações sobre remoção de nitrogênio no s istema de lagoas.
O sistema de pré-tratamento (UASB + BF) provoca um incremento de amônia da
ordem de 86%. Não obstante, as lagoas bem conseguem absorvê-lo promovendo um
decréscimo gradual e intenso ao longo da série. Mesmo a lagoa 1, que recebe as
maiores cargas, apresentou, em geral, um bom desempenho.
107
Os modelos de Pano e Middlebrooks e Reed apresentaram um bom ajuste aos dados
experimentais para a estimativa de remoção de amônia (ambos) e de nitrogênio total
(Reed), embora o primeiro, de alguma forma superestime a concentração efluente de
amônia e o segundo subestime as concentrações de amônia e de nitrogênio total.
Considerando as amplas variações típicas de amônia em efluentes de lagoas ambos
os modelos parecem bem adequados à previsão de concentrações mais elevadas (por
exemplo, o padrão de lançamento em corpos receptores), mas parecem demandar
ajustes mais finos para concentrações efluentes mais baixas (por exemplo, os
critérios recomendados para a piscicultura).
A aplicação do modelo de Reed para a remoção de amônia permitiu o cálculo de
coeficientes de remoção sensivelmente constantes ao longo da série de lagoas – valor
médio de 0,0058 d
-1.
Em geral, os resultados confirmam a relação inversa entre a remoção de amônia e a
taxa de aplicação hidráulica superficial; entretanto, considerando todas as
configurações testadas como lagoas rasas (h ≤0,9 m), há indícios de que haja um
limite de redução de lâminas, além do qual a correspondente redução de TDH passa a
comprometer a eficiência de remoção de amônia.
Dentre as condições sob as quais operaram as lagoas experimentais, o padrão de
lançamento de efluentes seria alcançado com um tempo de detenção hidráulica em
torno de 11 dias e para a utilização de efluentes em piscicultura dentre cerca de 35
dias.
5.2.4 –
108
Tabela 5.23 – Eficiência de remoção de fósforo total nas lagoas e acumulada nas
mesmas ao longo dos períodos de monitoramento
Período operacional
(1)
L1 L2 L3 L4 L2
(2)
L3
(3)
L4
(4)
1 (n =15)
5,3% 22,2% 32,2% 26,3% 50,1%
2 (n =11)
2,6% 5,9% -0,3% 8,4% 8,1%
3 (n =9)
7,4% 8,4% 9,5% 15,2% 23,3%
4 (n =22)
(5)
8,6% 7,3% 9,8% 14,7% 15,3% 23,6% 27,7%
5 (n =32)
(5)
0,0% 1,7% 2,0% 1,4% 1,7% 3,7% 3,1%
6 (n =11)
(5)
-1,6% -11,1% 10,0% 15,3% -12,9% -1,6% 4,4%
7 (n =11)
(6)
0,0% -8,2% 5,0% 9,5% -8,2% -2,8% 6,9%
8 (n =7)
(6)
-4,5% -1,7% 1,2% 5,6% -6,2% -5,0% 0,9%
9 (n =8)
(6)
-2,4% 1,4% -6,6% 9,7% -1,0% -7,6% 2,8%
(1) n = número de amostras; (2) eficiência acumulada até a lagoa 2 ;(3) eficiência acumulada até a lagoa 3;
(4) eficiência acumulada até a lagoa 4; (5) lagoas 3 e 4 em paralelo; (5) lagoas 3 e 4 em série.
Em geral, a remoção de fósforo revelou-se limitada, oscilando entre a ‘não remoção’
até remoção acumulada na série de lagoas da ordem de 20% (períodos 3 e 4) e 50%
(período 1).
Como destacado por Cavalcanti et al. (2001) remoções mais elevadas de fósforo só
ocorrem em lagoas rasas (profundidades menores que 0,60 m), baixas taxas de
aplicação hidráulica superficial e valores de pH acima de 9.
No sistema de lagoas em questão, embora todas as unidades possam ser consideradas
rasas (h ≤0,90 m) o pH no sistema de lagoas raramente alcançou valores médios
acima de 9 (Tabelas 5.5 e 5.7).
A associação da eficiência de remoção de fósforo com o pH é um pouco mais nítida
do que com a taxa de aplicação hidráulica superficial, embora em ambos os casos
não se tenham registrado associações estatisticamente significativas (Figuras 5.73 e
5.74).
109
P total - 1º Período
0
5
10
15
20
EB RA L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
P total - 2º Período
0
5
10
15
20
EB RA L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
P total - 3º Período
0
5
10
15
20
EB RA BF L1 L2 L3
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
P total - 4º Período
0
5
10
15
20
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
P total - 5º Período
0
5
10
15
20
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
P total - 6º Período
0
5
10
15
20
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
P total - 7º Período
0
5
10
15
20
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
P total - 8º Período
0
5
10
15
20
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentração (mg/L)
25% mediana min max 75%
P total - 9º Período
0
5
10
15
20
EB RA BF L1 L2 L3 L4
Concentr ação (m g/L)
25% mediana min max 75%
Figura 5.72 – Variação da concentração de fósforo total ao longo do sistema de tratamento.
110
0%
5%
10%
15%
20%
25%
30%
35%
7.0 7.5 8.0 8.5 9.0 9.5 10.0
pH
Rem oção de fósforo
Figura 5.73 – Eficiência de remoção de fósforo x pH medido à superfície das lagoas,
valores médios, conjunto de lagoas, todos os períodos operacionais.
0%
5%
10%
15%
20%
25%
30%
35%
0.00 0.05 0.10 0.15 0.20 0.25 0.30
Q/A(m³/m².d)
Re moção de fósforo
Figura 5.74 – Eficiência de remoção de fósforo taxa de aplicação hidráulica
superficial, valores médios, conjunto de lagoas, todos os períodos operacionais.
111
5.2.5 – Remoção de coliformes
Nas Figuras 5.75 e 5.76 são apresentados, respectivamente, os dados de populações
de coliformes totais e Escherichia coli ao longo das unidades de tratamento e de todo
o período de operação do sistema (2001 - 2007), expressos em gráficos Box-Plot.
Na Figura 5.77, estes resultados são reapresentados em termos de médias
geométricas, a fim de facilitar a visualização e a discussão comparativa do
decaimento de coliformes totais e Escherichia coli.
Ao longo de todo o período de estudo, no sistema UASB + BF (essencialmente no
UASB), em média, a remoção foi de 0,74 e 0,51 unidades logarítmicas para
coliformes totais e Escherichia coli, seguida de um acentuado decaimento ao longo
da série de lagoas.
Em geral, o decaimento de E.coli e coliformes totais ao longo da série de lagoas
mostra-se similar ou o de E.coli mais acentuado (mais nitidamente nas últimas
lagoas), o que é consistente com entendimento comum de que a E. coli é um
organismo menos resistente que várias espécies e gêneros de bactérias que compõem
o grupo dos coliformes totais.
112
Coliformes totais - 1º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA L1 L2 L3
NMP/10 0 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
Coliformes totais - 2º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA L1 L2 L3
NM P/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
Coliformes totais - 3º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3
N MP/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
Coliformes totais - 4º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
Coliformes totais - 5º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP/100m L
25% Média geométrica Min Max 75%
Coliformes totais - 6º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
N MP /100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
Coliformes totais - 7º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
Coliformes totais - 8º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
Coliformes totais - 9º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
Figura 5.75 – População de coliformes totais ao longo do sistema de tratamento.
113
Figura 5.76 – População de Escherichia coli ao longo do sistema de tratamento.
E. coli - 1º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA L1 L2 L3
NMP/10 0 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
E. coli - 2º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA L1 L2 L3
NMP /100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
E. coli - 3º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3
NMP /100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
E. coli - 4º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
E. coli - 5º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NM P/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
E. coli - 6º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
E. coli - 7º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NM P/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
E. coli - 8º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NM P/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
E. coli - 9º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NM P/100 mL
25% Média geométrica Min Max 75%
114
Decaimento bacteriano - 1º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA L1 L2 L3
NM P/100 ml
coliformes totais E. coli
Decaimento bacteriano - 2º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA L1 L2 L3
NMP /100 ml
coliformes totais E. coli
Decaimento bacteriano - 3º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3
NMP /100 ml
coliformes totais E. coli
Decaimento bacteriano - 4º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP /100 ml
coliformes totais E. coli
Decaimento bacteriano - 5º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP /100 ml
coliformes totais E. coli
Decaimento bacteriano - 6º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP/100 ml
coliformes totais E. coli
Decaimento bacteriano - 7º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP /100 ml
coliformes totais E. coli
Decaimento bacteriano - 8º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP /100 ml
coliformes totais E. coli
Decaimento bacteriano - 9º Período
1.00E+00
1.00E+02
1.00E+04
1.00E+06
1.00E+08
1.00E+10
EB RA BF L1 L2 L3 L4
NMP /100 ml
coliformes totais E. coli
Figura 5.77 – Decaimento bacteriano ao longo do sistema de tratamento, médias geométricas.
115
As Tabelas 5.24 e 5.25 apresentam os valores médios de coeficiente de decaimento
bacteriano (K
b
), respectivamente para coliformes totais e E.coli, ao longo das lagoas
e nos distintos períodos operacionais, admitindo o regime de fluxo disperso; nestes
cálculos, o número de dispersão foi estimado como d = 1 / (L / B) (L = comprimento,
B = largura) (von SPERLING, 2002).
Tabela 5.24 – Coeficientes de decaimento de coliformes totais (K
b 20
), valores médios
(1)
na série de lagoas (d
-1
).
Período operacional
(2)
L1 L2 L3 L4
1 (n = 18) 0,81 0,89 1,13 -
2 (n = 18) 0,80 1,00 1,20 -
3 (n = 7) 1,10 1,24 1,63 -
4 (n = 7)
(3)
1,70 0,77 0,85 1,04
5 (n = 10)
(3)
1,04 1,00 0,92 0,86
6 (n = 5)
(3)
1,19 0,96 0,88 0,76
7 (n = 6)
(4)
1,43 1,44 1,79 0,57
8 (n = 3)
(4)
0,54 0,74 0,82 0,45
9 (n = 6)
(4)
0,79 0,45 0,89 1,78
Média 1,04 1,28 1,12 0,93
(5)
(1)
média dos valores de K
T
computados para cada evento de amostragem e convertidos para 20ºC.
(2)
n = número de amostras; (3) lagoas 3 e 4 em paralelo; (4) lagoas 3 e 4 em série. (5) considerando
apenas os períodos em que as lagoas 3 e 4 foram operadas em série. Profundidade das lagoas (m):
período 1 (0,90 -0,90 - 0,90), período 2 (0,90 - 0,90 - 0,70 - 0,90), período 3 (0,90 - 0,90 - 0,30),
período 4 (0,90 -0,90 - 0,70 - 0,70), período 5 (0,90 - 0,90 - 0,70 - 0,70), período 6 (0,50 - 0,40 -
0,90 -0,90), período 7 (0,50 – 0,40 - 0,40 -0,40), período 8 (0,70 - 0,70 - 0,40 - 0,40), período 9
(0,70 - 0,70 - 0,40 - 0,40). TDH das lagoas (d): período 1 (9,40 - 9,40 - 9,40), período 2 (7,05 -
7,05 -7,05), período 3 (7,05 - 5,38 - 2,31); período 4 (3,36- 3,36 - 5,14 - 5,14), período 5 (4,70 -
4,70 -7,20 - 7,20), período 6 (5,10 – 5,10 – 18,80 – 18,80);período 7 (5,10 - 4,10 - 4,10 - 9,40),
período 8 (7,20 - 7,20 - 4,10 -4,10), período 9 (7,20 - 7,20 - 4,10 - 4,10).
Tabela 5.25 – Coeficientes de decaimento de Escherichia coli (K
b 20
), valores médios
(1)
na série de lagoas (d
-1
).
Período operacional
(2)
L1 L2 L3 L4
1 (n =16) 0,80 0,87 1,23 -
2 (n =14) 0,75 1,14 1,25 -
3 (n =6) 0,84 1,27 2,04 -
4 (n =6)
(3)
0,84 1,02 1,41 1,62
5 (n =10)
(3)
0,84 1,09 0,95 1,42
6 (n =5)
(3)
0,97 1,27 0,72 0,52
7 (n =8)
(4)
2,00 1,14 1,90 0,38
8 (n =3)
(4)
0,68 1,41 1,26 1,13
9 (n =5)
(4)
1,08 0,80 1,42 1,47
Média 0,98 1,11 1,35 0,99
(5)
(1)
média dos valores de K
T
computados para cada evento de amostragem e convertidos para 20ºC.
(2)
n = número de amostras; (3) lagoas 3 e 4 em paralelo; (4) lagoas 3 e 4 em série. (5) considerando
apenas os períodos em que as lagoas 3 e 4 foram operadas em série. Profundidade das lagoas (m):
período 1 (0,90 -0,90 - 0,90), período 2 (0,90 - 0,90 - 0,70 - 0,90), período 3 (0,90 - 0,90 - 0,30),
período 4 (0,90 -0,90 - 0,70 - 0,70), período 5 (0,90 - 0,90 - 0,70 - 0,70), período 6 (0,50 - 0,40 -
0,90 -0,90), período 7 (0,50 – 0,40 - 0,40 -0,40), período 8 (0,70 - 0,70 - 0,40 - 0,40), período 9
(0,70 - 0,70 - 0,40 - 0,40). TDH das lagoas (d): período 1 (9,40 - 9,40 - 9,40), período 2 (7,05 -
7,05 -7,05), período 3 (7,05 - 5,38 - 2,31); período 4 (3,36- 3,36 - 5,14 - 5,14), período 5 (4,70 -
4,70 -7,20 - 7,20), período 6 (5,10 – 5,10 – 18,80 – 18,80);período 7 (5,10 - 4,10 - 4,10 - 9,40),
período 8 (7,20 - 7,20 - 4,10 -4,10), período 9 (7,20 - 7,20 - 4,10 -4,10).
116
As eficiências médias de remoção de coliformes totais e E.coli, expressas em termos
de unidades logarítmicas, encontram-se nas Tabelas 5.26 e 5.27.
Tabela 5.26 – Eficiência de remoção de coliformes totais (unidades logarítmicas) no
sistema de lagoas
(1)
.
Período
operacional
(2 )
L1 L2 L3 L4 L2
(3)
L3
(4 )
L4
(5)
1 (n =25)
1,31 1,59 1,47 2,89 4,37
2 (n =17)
1,27 1,37 1,37 2,64 4,00
3 (n =10)
1,51 0,95 1,56 2,46 4,02
4 (n =8)
(6)
1,26 0,54 1,02 1,38 1,81 2,83 3,19
5 (n =17)
(6)
0,98 0,72 0,55 0,95 1,71 2,25 2,66
6 (n =7)
(6)
1,90 0,00 0,39 0,44 1,90 2,29 2,34
7 (n =9)
(7)
1,46 0,44 1,02 0,66 1,90 2,92 3,58
8 (n =3)
(7)
0,95 1,11 0,84 0,35 2,06 2,90 3,25
9 (n =7)
(7)
1,07 -0,17 0,91 1,11 0,90 1,81 2,92
(1) valores baseados nas concentrações médias; (2) n = número de amostras; (3) eficiência acumulada até
a lagoa 2 ;(4) eficiência acumulada até a lagoa 3; (5) eficiência acumulada até a lagoa 4; (6) lagoas 3 e 4 em
paralelo; (7) lagoas 3 e 4 em série.
Tabela 5.27 – Eficiência de remoção de Escherichia coli (unidades logarítmicas) no
sistema de lagoas
(1)
.
Período
operacional
(2)
L1 L2 L3 L4 L2
(3)
L3
(4)
L4
(5)
1 (n =25)
1,40 1,74 1,97 3,14 5,11
2 (n =17)
1,19 1,67 1,44 2,87 4,31
3 (n =10)
1,74 1,12 1,67 2,86 4,53
4 (n =8)
(6 )
1,12 0,81 1,23 1,91 1,94 3,17 3,85
5 (n =17)
(6)
1,08 1,52 1,07 1,65 2,60 3,66 4,25
6 (n =7)
(6 )
1,74 0,66 1,40 1,60 2,41 3,80 4,01
7 (n =9)
(7)
1,80 0,99 1,53 0,53 2,79 4,32 4,85
8 (n =3)
(7)
1,09 1,74 1,12 1,02 2,83 3,95 4,98
9 (n =7)
(7)
3,06 4,14 4,79 0,00 3,06 4,14 4,79
Média
1,58 1,59 1,80 0,51
(8)
2,72 4,11 4,87
(8)
(1) valores baseados nas concentrações médias; (2) n = número de amostras; (3) eficiência acumulada
até a lagoa 2 ;(4) eficiência acumulada até a lagoa 3; (5) eficiência acumulada até a lagoa 4; (6) lagoas 3 e
4 em paralelo; (7) lagoas 3 e 4 em série (8) considerando apenas os períodos em que as lagoas 3 e
4 foram operadas em série
Os coeficientes de decaimento bacteriano e as eficiências de remoção foram, em
geral, bastante elevados e refletem as condições típicas de lagoas de maturação:
lagoas rasas e elevados valores de OD e pH (ver tabelas 5.4 e 5.5), principalmente
nas últimas lagoas da série. Também como tendência geral, e coerente, os valores de
K
b
mostraram-se crescentes ao longo da série de lagoas – tomando os valores médios
de K
b
para E.coli, notam-se incrementos de cerca de 13% da lagoa 1 para a lagoa 2 e
de 22% da lagoa 2 para a lagoa 3; a inclusão de uma quarta lagoa à série parece não
117
mais contribuir com remoção adicional. von Sperling (2002) sugere incrementos da
ordem de 5% - 15% ao longo de lagoas de maturação em série.
Como tendência geral, é possível observar que às lâminas menores correspondem
valores mais elevados de K
b
, fato este fartamente registrado na literatura
(CAVALCANTI et al., 2001; von SPERLING, 2002). Na maioria das situações os
maiores valores de K
b
foram observados nos períodos com lâminas mais reduzidas.
Por exemplo, nos períodos 6 e 7, nos quais ao final da série houve um aumento de
lâmina, os valores de K
b
tendem aí a decair. Os efeitos da redução de profundidade,
tornando o meio mais adverso à sobrevivência de bacteriana, mesmo com baixos
valores de tempo de detenção hidráulica, podem ainda ser verificados na lagoa 3, nos
períodos 3 e 7.
O ajuste de uma curva (Equação 5.5) profundidade x K
b
apenas razoável (R
2
= 0,45)
(Figura 5.78) pode dever-se, em parte, à pequena variação experimental das alturas
de lâmina, além do que, de fato, todas as faixas de profundidade testadas podem ser
consideradas como típicas de lagoas rasas (h ≤0,90 m).
0.00
0.50
1.00
1.50
2.00
2.50
0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00
h (m )
Kb obs (d-1)
Figura 5.78 – Coeficientes de decaimento de E.coli (K
b
) versus profundidade das
lagoas, valores médios, todas as lagoas, todos os períodos operacionais.
K
b
(fluxo disperso) = - 0,7118 Ln (h) + 0.8589 (20
o
C)
R
2
=
0,4491
(5.5)
Apesar do baixo coeficiente de determinação da equação de estimativa de K
b
, os
correspondentes valores observados e estimados de E.coli efluente (regime de fluxo
disperso), mostraram concordância razoável (d = 0,66) (Figura 5.79).
118
119
1.0E+00
1.0E+01
1.0E+02
1.0E+03
1.0E+04
1.0E+05
1.0E+06
1.0E+07
1.0E+08
1.0E+00 1.0E+01 1.0E+02 1.0E+03 1.0E+04 1.0E+05 1.0E+06 1.0E+07 1.0E+08
Ne obs (org/100m L)
Neest (org/100mL)
Figura 5.81 – Populações efluentes de E.coli, valores estimados com o modelo de
von Sperling [K
b
= f (H, TDH)] e valores medidos no conjunto de lagoas, todos os
períodos operacionais.
1.0E+00
1.0E+01
1.0E+02
1.0E+03
1.0E+04
1.0E+05
1.0E+06
1.0E+07
1.0E+08
1.0E+00 1.0E+01 1.0E+02 1.0E+03 1.0E+04 1.0E+05 1.0E+06 1.0E+07 1.0E+08
Ne obs (org/100mL)
Ne est (org/1 00m L)
Figura 5.82 – Populações efluentes de E.coli, valores estimados com o modelo de
von Sperling [K
b
= f (H)] e valores medidos no conjunto de lagoas, todos os períodos
operacionais.
Em resumo, os resultados confirmam a elevada capacidade de lagoas de
polimento / maturação na remoção de E.coli. O sistema alcançou eficiência de
remoção média da ordem de 4 unidades logarítmicas até a lagoa 3, sendo que a
inclusão de uma quarta lagoa à série parece não mais contribuir com remoção
adicional.
Dentre as condições sob as quais operaram as lagoas experimentais, os critérios da
OMS para a irrigação irrestrita (10
3
E.coli / 100 mL) seriam alcançados com cerca de
17 dias de tempo de detenção hidráulica; os critérios para a irrigação restrita e para a
utilização de efluentes em piscicultura (10
4
E.coli / 100 mL) dentre 11 dias (WHO,
2006a; WHO, 2006b).
120
6 - CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES PARA CONTINUIDADE DE
PESQUISAS NO TEMA
Os resultados confirmam a capacidade de lagoas de polimento / maturação de
remoção de nitrogênio e organismos indicadores (E.coli), mas por outro lado, as
limitações na remoção de fósforo.
Adequadamente dimensionados, sistemas de lagoas rasas conseguem bem
absorver os incrementos de amônia nas unidades anaeróbias de pré-tratamento e
apresentam plena capacidade de atendimento ao padrão de lançamento de
efluentes (20 mg NH
3
/ L), em tempos de detenção hidráulicos relativamente
curtos. Por sua vez, o alcance de critérios de qualidade mais exigentes, como o
para a utilização de efluentes na piscicultura (2 mg NH
3
/ L) exigiriam tempos de
detenção bem elevados.
Lagoas de polimento / maturação rasas demonstram também pleno potencial de
atendimento aos critérios bacteriológicos recomendados pela OMS para a
irrigação e piscicultura, também com tempos de tempos de detenção relativamente
curtos.
O parâmetro crítico de projeto dependerá, portanto, do destino pretendido para o
efluente final, o que determinará a necessidade de remoção ou o intuito de
preservação de nutrientes. Note-se que, a julgar pelos resultados deste estudo, a
configuração do sistema de lagoas para o atendimento do padrão de lançamento
de efluentes e de sua utilização para a irrigação restrita seria semelhante. Um
sistema assim concebido apresentaria, portanto, flexibilidade (utilização do
efluente no período de estiagem e lançamento em corpos receptores no período de
chuvas) e capacidade de preservação de nutrientes para a fertirrigação. Ao se
pretender uma qualidade bacteriológica compatível com a irrigação irrestrita, a
remoção de E.coli seria o parâmetro crítico de projeto (em termos de demanda de
área), porém isso acarretaria perda de oferta de nutrientes (nitrogênio). Quando se
almeja a utilização para a piscicultura, a remoção de amônia passa a ser o
parâmetro crítico de projeto e, por conseguinte, as exigências de qualidade
bacteriológica do efluente ficariam automaticamente atendidas.
121
De resto, cabe registrar que sistemas de lagoas de polimento concebidos para
qualquer das opções acima especuladas, automaticamente cumpririam bem seu
papel de remoção complementar de matéria orgânica.
Os resultados deste estudo fornecem importantes subsídios para o projeto de
sistemas de lagoas de polimento (por exemplo, coeficientes de remoção de
matéria orgânica, coeficientes de remoção de nitrogênio, coeficientes de
decaimento bacteriano, suas respectivas variações ao longo da série de lagoas,
valores de pH alcançados ao longo da série, faixas adequadas de taxas de
aplicação hidráulica superficial, de profundidade e tempo de detenção hidráulica
das lagoas) e para a aplicação de modelos de previsão de qualidade de efluentes,
disponíveis na literatura ou ajustados neste trabalho, e de certa forma aqui
validados.
Como temas para a continuidade de pesquisas sugerem-se esforços no sentido de
refinamento de critérios de projeto de sistemas de lagoas visando à utilização
múltipla de efluentes e, neste sentido a remoção de nitrogênio parece se apresentar
como o parâmetro crítico. Sugerem-se assim, esforços para o ajuste fino de
modelos de previsão da concentração de nitrogênio em efluentes de lagoas,
preferivelmente, independentes do pH. Neste mesmo sentido, sugerem-se, por
meio de experimentos controlados, uma melhor apropriação dos mecanismos de
remoção de nitrogênio em sistemas de lagoas.
122
7 – REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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