( PDF ) Remoção de Oocistos de Cryptosporidium por filtração direta - influência de alguns aspectos operacionais

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UNIVERSIDADE DE BRASÍLIA

FACULDADE DE TECNOLOGIA

DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL

REMOÇÃO DE OOCISTOS DE Cryptosporidium POR

FILTRAÇÃO DIRETA – INFLUÊNCIA DE ALGUNS

ASPECTOS OPERACIONAIS

ANDRÉIA PAIVA FAGUNDES

ORIENTADORA: CRISTINA CELIA SILVEIRA BRANDÃO

CO-ORIENTADORA: PATRICIA DE CAMPOS GOMES MONTEIRO

DISSERTAÇÃO DE MESTRADO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL E

RECURSOS HÍDRICOS

PUBLICAÇÃO: PTARH.DM – 097/06

BRASÍLIA/DF: SETEMBRO – 2006

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UNIVERSIDADE DE BRASÍLIA

FACULDADE DE TECNOLOGIA

DEPARTAMENTO DE ENGENHARIA CIVIL

REMOÇÃO DE OOCISTOS DE Cryptosporidium

POR FILTRAÇÃO

DIRETA – INFLUÊNCIA DE ALGUNS ASPECTOS OPERACIONAIS

ANDRÉIA PAIVA FAGUNDES

DISSERTAÇÃO SUBMETIDA AO DEPARTAMENTO DE

ENGENHARIA CIVIL E AMBIENTAL DA FACULDADE DE

TECNOLOGIA DA UNIVERSIDADE DE BRASÍLIA COMO PARTE

DOS REQUISITOS NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU

DE MESTRE EM TECNOLOGIA AMBIENTAL E RECURSOS

HÍDRICOS.

APROVADA POR:

_________________________________________________

Prof

CRISTINA CELIA SILVEIRA BRANDÃO, PhD (ENC-UnB)

(Orientadora)

_________________________________________________

Prof. MARCO ANTÔNIO ALMEIDA DE SOUZA, PhD (ENC-UnB)

(Examinador Interno)

_________________________________________________

Prof. RAFAEL KOPSCHITZ XAVIER BASTOS, PhD (CCE -UFV)

(Examinador Externo)

BRASÍLIA/DF, 05 DE SETEMBRO DE 2006

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iii

FICHA CATALOGRÁFICA

FAGUNDES, ANDRÉIA PAIVA

Remoção de Oocistos de Cryptosporidium por filtração direta – Influência de alguns aspectos

operacionais [Distrito Federal] 2006.

xxiii, 143p., 210 x 297 mm (ENC/FT/UnB, Mestre, Tecnologia Ambiental e Recursos

Hídricos, 2006).

Dissertação de Mestrado – Universidade de Brasília. Faculdade de Tecnologia.

Departamento de Engenharia Civil e Ambiental.

1.Tratamento de Água 2.Filtração Direta Descendente

3.Remoção de oocistos de Cryptosporidium 4.Sulfato de Alumínio

I. ENC/FT/UnB II. Título (série)

REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICA

FAGUNDES, A. P. (2006). Remoção de Oocistos de Cryptosporidium por filtração direta

– Influência de alguns aspectos operacionais. Dissertação de Mestrado em Tecnologia

Ambiental e Recursos Hídricos, Publicação MTARH.DM-97/06, Departamento de

Engenharia Civil e Ambiental, Universidade de Brasília, Brasília, DF, 148p.

CESSÃO DE DIREITOS

AUTOR: Andréia Paiva Fagundes.

TÍTULO: Remoção de Oocistos de Cryptosporidium por filtração direta – Influência de

alguns aspectos operacionais

GRAU: Mestre ANO: 2006

É concedida à Universidade de Brasília permissão para reproduzir cópias desta dissertação

de mestrado e para emprestar ou vender tais cópias somente para propósitos acadêmicos e

científicos. O autor reserva outros direitos de publicação e nenhuma parte dessa dissertação

de mestrado pode ser reproduzida sem autorização por escrito do autor.

____________________________

Andréia Paiva Fagundes

SQN 316, Bloco J, Apartamento 510 – Asa Norte

70775-100 Brasília – DF – Brasil

Endereço Eletrônico: andreiapfagundes@hotmail.com

Aos meus pais, Degmar e Branca,

por acreditarem na educação

como instrumento de

transformação.

À Fabinho, por todo o apoio,

amor e incentivo.

Com todo o meu amor, dedico.

AGRADECIMENTOS

A minha mais sincera gratidão a todos que me ajudaram a chegar até aqui.

À Deus.

À minha família, meu pai, Degmar, e minha mãe, Branca, pelo amor, esforço e incentivo.

Ao meu irmão, Fábio, pelo apoio e aprendizado. À minha tia Déia, pelos momentos de

oração. A todos os meus familiares, por torcerem e acreditarem no meu sucesso.

À professora Cristina, pela orientação, aprendizado, dedicação e compreensão nos

momentos difíceis. A professora Patrícia, pela co-orientação, aprendizado e amizade. A

todos os professores do PTARH, pela compreensão e pelos conhecimentos transmitidos.

À FINATEC e ao CNPQ, pelo suporte financeiro, com concessão de bolsa de estudos.

À CAESB, pelo apoio operacional, em especial ao Engenheiro Gustavo, gerente da ETA

Brasília.

Ao pessoal do laboratório, Boy, Rosely, João, Júnior, Lilica e Carol pelo apoio

incondicional e amizade, tão fundamentais para a realização dos trabalhos experimentais.

Aos funcionários do Laboratório de Materiais, Xavier e Severino, pelo auxílio e dedicação.

Às amigas Débora Brito e Bianca, por estarem sempre presentes e por dedicarem tempo

precioso ao auxílio do desenvolvimento dos trabalhos experimentais.

Às amigas de sala, Ana Elisa, Renata e Deborah pelas valiosas dicas e pelas conversas

divertidas e descontraídas em momentos de fundamental importância.

Aos amigos de turma do mestrado, Rafael, José Ricardo, Edson, Mariana, Flávia, Cláudia,

Cristina e José Gabriel, pela convivência e aprendizado.

Aos amigos do doutorado, Jussanã, Férnan, Gustavo, Jaqueline, Ronaldo, Jorge, Domingo,

Selma, Luciana e Rosângela pelo carinho.

Aos amigos firmados no PTARH: Fuad, Cristiane, Simone, Simoneli, Jailma, Thales,

Camila, Jennifer, Alcione, Michele, Lygia, Andresa, Carol, Neusa, Renan, Eneida, Carlos,

Lorena e Elisandra, pelos momentos compartilhados.

A todos os amigos que acreditaram em mim e de alguma forma contribuíram para a minha

formação, o meu muito obrigado.

Ao meu namorado, Fabinho, por estar sempre presente, me apoiando nos momentos

difíceis, me levantando quando preciso e acreditando, sempre.

vii

RESUMO

REMOÇÃO DE OOCISTOS DE Cryptosporidium POR FILTRAÇÃO DIRETA –

INFLUÊNCIA DE ALGUNS ASPECTOS OPERACIONAIS

Autor(a) : Andréia Paiva Fagundes

Orientador(a): Cristina Celia Silveira Brandão

Co-Orientador(a): Patrícia de Campos Gomes Monteiro

Programa de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental e Recursos Hídricos

Brasília, Setembro, 2006

O presente trabalho trata da remoção de oocistos de Cryptosporidium por filtração direta

descendente em meio granular praticamente uniforme, verificando a influência de aspectos

operacionais como dosagens de coagulante, taxas de filtração e características da água

bruta. O trabalho experimental foi desenvolvido em escala piloto composta por dispositivo

de mistura rápida e filtro descendente de areia. Os experimentos em escala piloto foram

precedidos de estudos em escala de bancada (Testes de Jarros) para a definição da faixa de

pH e dosagem de coagulante a serem empregados nos experimentos de filtração. Foram

realizados 15 experimentos de filtração direta descendente, utilizando como coagulante o

sulfato de alumínio. Optou-se por trabalhar com subdosagens, dosagens “ótimas” e super-

dosagens de coagulante. Foram utilizadas águas provenientes do lago Paranoá e do córrego

do Torto, sendo que toda a água empregada nos trabalhos de filtração foi inoculada com

oocistos de Cryptosporidium na ordem de 10

a 10

oocistos/L. Além disso, o filtro foi

operado com taxas constantes de 210 m/dia e 105 m/dia. Os resultados obtidos indicaram

que, independente da origem da água bruta e da taxa de filtração utilizada, ao se adotar

dosagens “ótimas” e super-dosagens de coagulante, os efluentes apresentaram valores de

turbidez inferiores a 0,5 UT e de clorofila-a inferiores a 1,5 µg/L. Quanto à remoção de

oocistos de Cryptosporidium, para o filtro estudado, não foram observadas diferenças na

remoção desse protozoário com a utilização de uma taxa conservadora, 105 m/dia, quando

comparada ao valor de 210 m/dia. Por outro lado, para as águas estudadas, a utilização de

super-dosagem parece promover uma maior remoção de oocistos de Cryptosporidium

quando comparada com o uso de dosagem “ótima”. Similarmente, foi observado que

durante a operação regular do filtro, a remoção de oocistos de Cryptosporidium tende a ser

mais elevada do que no período de amadurecimento do mesmo. Entretanto, o fator

operacional que influenciou de forma mais determinante a remoção desse protozoário foi a

utilização de subdosagem de coagulante. Quando essa condição de coagulação foi adotada,

verificou-se, independentemente da água bruta, que a remoção foi significativamente

inferior. Dessa forma, pode-se considerar como dois fatores de risco importantes: possíveis

falhas na dosagem de coagulante, com a aplicação de subdosagem, e o período de

amadurecimento do filtro.

viii

ABSTRACT

REMOVAL OF Cryptosporidium OOCYSTS BY DIRECT FILTRATION – THE

INFLUENCE OF SOME OPERATIONAL ASPECTS

Author: Andréia Paiva Fagundes

Supervisor: Cristina Celia Silveira Brandão

Co-Supervisor: Patrícia de Campos Gomes Monteiro

Programa de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental e Recursos Hídricos

Brasília, September of 2006.

The present work deal with the removal of Cryptosporidium oocysts by downflow direct

filtration with almost uniform filter bed to verify the influence of operational aspects such

as coagulant dosage, filtration flow rate and raw waters characteristcs. The experimental

work was carried out in pilot-plant comprised by a hydraulic flash mixing device and a

rapid downflow sand filter column. The studies in pilot-scale were preceded by benches

studies (Jar Tests) for the definition of the coagulant dosages and the pH values to be used

in the filtration experiments. Fifteen filtration experiments had been carried out, using

aluminum sulphate as coagulant. Three different dosage levels were used: suboptimal,

"optimal" and overoptimal dosages of coagulant. Raw waters from the Paranoá lake and

from the Torto stream were used. During filtration experiments these waters were spiked

with Cryptosporidium sp. oocysts in the order of 10

to 10

oocysts/L and the filter was

operated with constant flow rates of 210 m/day and 105 m/day. Independently of the

filtration flow rate and the raw water tested, when "optimal" and overoptimal coagulant

dosages were used, the filter effluents presented turbidity values lower than 0,5 NTU and

values of chlorophyll-a lower than 1,5µg/L. Regarding the removal of Cryptosporidium

oocysts, for the studied filter, no appreciable differences on the removal of these protozoan

were observed with the utilization of conservatives flow rates, 105 m/day, when comparing

with 210 m/day.. On the other hand, for the raw waters studied, the use of overoptimal

coagulant dosages tends to improve the removal of the Cryptosporidium oocysts, when

comparing with optimal dosages. Similarly, it was observed that the removal of the

Cryptosporidium oocysts was lower during ripening period when comparing with the

stable filtration operation. However, the operational aspect that placed more influence on

the removal of Cryptosporidium oocysts was the use suboptimal coagulation dosage. When

this condition was adopted, it was verified that, independently of the raw water.used, the

removal was significant lower. So, failures in the coagulation process, such the use of

suboptimal coagulant dosages and the ripening filter period may be considered as the two

major operational risk factors.

SUMÁRIO

1 – INTRODUÇÃO ................................................................................................. 1

2 – OBJETIVOS ...................................................................................................... 3

2.1 – OBJETIVO GERAL................................................................................. 3

2.2 – OBJETIVOS ESPECÍFICOS.................................................................. 3

3 – FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA E REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ........... 4

3.1 – FILTRAÇÃO............................................................................................. 4

3.1.1 – Tecnologia de filtração direta....................................................... 7

3.1.1.1 – Considerações iniciais.....................................................

3.1.1.2 – Tecnologia de filtração direta descendente.....................

3.1.1.3 – A coagulação aplicada a filtração direta..........................

3.2 – O Cryptosporidium .................................................................................... 15

3.2.1 – Introdução...................................................................................... 15

3.2.2 – O ciclo de vida dos oocistos de Cryptosporidium........................ 17

3.2.3 – Fontes e ocorrência de Cryptosporidium e surtos de

Criptosporidiose........................................................................................ 17

3.3 – EFEITOS DO TRATAMENTO DE ÁGUA NA REMOÇÃO DE

Cryptosporidium ................................................................................................. 21

3.3.1 – Remoção de Cryptosporidium por meio de tratamento

convencional e filtração direta.................................................................

3.3.2 – Influência da operação de filtração e do mecanismo de

coagulação na remoção de oocistos de Cryptosporidium........................

3.4 – ASSOCIAÇÃO ENTRE INDICADORES E OOCISTOS DE

Cryptosporidium..................................................................................................

4 – METODOLOGIA.............................................................................................. 61

4.1 – ÁGUA DE ESTUDO................................................................................. 61

4.2. – EXPERIMENTOS EM ESCADA DE BANCADA............................... 62

4.3 – EXPERIMENTOS EM ESCALA PILOTO........................................... 66

4.3.1 – Descrição da instalação piloto...................................................... 66

4.3.1.1 – Sistema de alimentação de água bruta e dosagem de

coagulante........................................................................................

4.3.1.2 – Coluna de filtração.........................................................

4.3.2 – Desenvolvimento dos experimentos de filtração......................... 72

4.4 – METODOLOGIAS PARA A DETERMINAÇÃO DOS

PARÂMETROS DE QUALIDADE DA ÁGUA..............................................

5 – APRESENTAÇÃO E DISCUSSÃO DE RESULTADOS............................... 85

5.1 – ENSAIOS DE BANCADA........................................................................ 85

5.1.1 – Água do lago Paranoá...................................................................

5.1.2 – Água do córrego do Torto............................................................

5.2 – EXPERIMENTOS DE FILTRAÇÃO EM ESCALA PILOTO............

5.2.1 – Vazões e taxas de filtração............................................................

5.2.2 – Residual de alumínio.....................................................................

5.2.3 – Clorofila-a......................................................................................

5.2.4 – Coliformes totais e E. coli.............................................................

5.2.5 – Turbidez.........................................................................................

5.2.6 – Perdas de carga..............................................................................

5.2.7 – Experimentos de filtração direta descendente – Água do lago

Paranoá......................................................................................................

103

5.2.8 – Experimentos de Filtração direta descendente – Água do

córrego do Torto........................................................................................

106

5.2.8.1 – Experimentos de filtração direta descendente – água do

córrego do torto – fevereiro e março de 2006.................................

106

5.2.8.2 – Experimentos de filtração direta descendente – água do

córrego do torto – maio a julho de 2006.........................................

108

5.2.9 – Influência da qualidade da água na remoção de oocistos de

Cryptosporidium e parâmetros indicadores.............................................

112

5.2.10 – Comparação entre as remoções dos parâmetros de

qualidade da água no período de inicial de funcionamento do filtro e

no período de estabilização do filtro........................................................

114

6 – CONCLUÕES E RECOMENDAÇÕES..........................................................

116

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ......................................................................

119

APÊNDICES.................................................................................................................

127

APÊNDICE A – CÁLCULO DO DISPOSITIVO DE MISTURA RÁPIDA..........

128

APÊNDICE B – VAZÕES EFLUENTES DO FILTRO DESCENDENTE AO

LONGO DOS EXPERIMENTOS DE FILTRAÇÃO DIRETA .............................

130

APÊNDICE C – TURBIDEZ AO LONGO DOS EXPERIMENTOS DE

FILTRAÇÃO DIRETA DESCENDENTE................................................................

133

APÊNDICE D – TAXA DE CRESCIMENTO DAS PERDAS DE CARGA NAS

CAMADAS DO MEIO FILTRANTE AO LONGO DOS EXPERIMENTOS DE

FILTRAÇÃO DIRETA DESCENDENTE................................................................

136

xii

LISTA DE FIGURAS

Figura 3.1 – Fluxogramas esquemáticos dos sistemas de filtração direta sem pré-

floculação (a, b e c) e com pré-floculação (d)................................................................. 9

Figura 3.2 – Diagrama de coagulação com sulfato de alumínio e potencial zeta –

Cleasby, 1990 (modificado)............................................................................................. 12

Figura 3.3 – Seção do diagrama de coagulação do sulfato de alumínio, indicando a

melhor faixa para a filtração direta – Armirtharajah e O’Melia, 1990 (modificado)...... 15

Figura 3.4 – Imagem de Cryptosporidium parvum (USEPA, 2006)............................... 15

Figura 4.1 – Filtro de laboratório de areia (a) esquema; (b) foto..................................... 63

Figura 4.2 – (a) Adaptação do aparelho de teste de jarros para uso de filtro de

laboratório de areia; (b) Detalhe do disco.................................................................... 64

Figura 4.3 – Intalação piloto: foto.................................................................................... 66

Figura 4.4 – Intalação piloto: esquema............................................................................ 67

Figura 4.5 – Reservatório de coagulante e bomba dosadora........................................... 68

Figura 4.6 – Dispositivo de mistura rápida...................................................................... 68

Figura 4.7 – Coluna de filtração direta descendente........................................................ 71

Figura 4.8 – Localização dos piezômetros no filtro descendente.................................... 71

Figura 4.9 – Resumo dos experimentos de filtração realizados durante o

desenvolvimento do trabalho em instalação piloto.......................................................... 73

Figura 4.10 – Lavagem do fitro....................................................................................... 76

Figura 4.11 – Filtração com auxílio de bomba peristáltica.............................................. 79

Figura 4.12 – Detalhe do encaixe do Filta-Max

, IDEXX.............................................. 79

Figura 4.13 – Estação de eluição: (a) compressão; (b) descompressão........................... 79

Figura 4.14 – (a) Filta-Max íntegro; (b) Filta-Max após a eluição.................................. 80

Figura 4.15 – Filtração a vácuo em membrana utilizando bomba a vácuo manual......... 80

Figura 4.16 – Lavagem da membrana.............................................................................. 80

Figura 4.17 – Tubos cônicos de 50 mL............................................................................ 81

Figura 4.18 – Tubos cônicos de 15 mL............................................................................ 81

xiii

Figura 4.19 – Etapa de homogeniezação......................................................................... 81

Figura 4.20 – Concentrador magnético para volume de 10 mL...................................... 82

Figura 4.21 – Concentrador magnético para volume de 1,5 mL..................................... 82

Figura 4.22 – Microscópio de epifluorescência............................................................... 84

Figura 4.23 – Oocisto de Cryptosporidium em imunofluorescência (à esquerda) e em

contraste de fases (à direita)............................................................................................. 84

Figura 5.1 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio para água proveniente

do lago Paranoá – Janeiro/2006. Turbidez da água bruta: 5,4: UT e pH da água

bruta: 6,9..........................................................................................................................

Figura 5.2 – Estudos preliminares com o coagulante sulfato de alumínio anidro em

água proveniente do córrego do Torto – Fevereiro/2006. Água bruta com turbidez:

7,2, pH da água bruta: 5,6 e Alcalinidade da água bruta: 207 mg/L de CaCO

.............. 88

Figura 5.3 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio para água proveniente

do córrego do Torto – Agosto/2006 (Fernandes, 2006). Água bruta com turbidez: 2,7

UT e pH da água bruta: 6,7..............................................................................................

Figura 5.4 – Ensaios para a verificação da estabilidade do pH e da alcalinidade da

água do córrego do Torto após alcalinização com bicarbonato de sódio –

Fevereiro/2006.................................................................................................................

Figura 5.5 – Concentrações de alumínio em amostras de água bruta e filtrada nos

experimentos de filtração direta descendente.................................................................. 94

Figura 5.6 – Concentrações de clorofila-a em amostras de água bruta e água filtrada

nos experimentos de filtração direta descendente............................................................ 95

Figura 5.7 – Perda de carga nos experimentos de filtração direta descendente com

água proveniente do lago Paranoá no período de Janeiro e Fevereiro/2006.................... 99

Figura 5.8 – Perda de carga nos experimentos de filtração direta descendente com

água proveniente do córrego do Torto no período de Fevereiro e Março/2006.............. 101

Figura 5.9 – Perda de carga nos experimentos de filtração direta descendente com

água proveniente do córrego do Torto no período de Maio a Julho/2006....................... 102

Figura B.1 – Vazão efluente ao longo do experimento 2................................................ 130

Figura B.2 – Vazão efluente ao longo do experimento 3................................................ 130

xiv

Figura B.3 – Vazão efluente ao longo do experimento 4................................................ 130

Figura B.4 – Vazão efluente ao longo do experimento 5................................................ 130

Figura B.5 – Vazão efluente ao longo do experimento 6................................................ 130

Figura B.6 – Vazão efluente ao longo do experimento 7................................................ 130

Figura B.7 – Vazão efluente ao longo do experimento 8................................................ 131

Figura B.8 – Vazão efluente ao longo do experimento 9................................................ 131

Figura B.9 – Vazão efluente ao longo do experimento 10.............................................. 131

Figura B.10 – Vazão efluente ao longo do experimento 11............................................ 131

Figura B.11 – Vazão efluente ao longo do experimento 12............................................ 131

Figura B.12 – Vazão efluente ao longo do experimento 13............................................ 131

Figura B.13 – Vazão efluente ao longo do experimento 14............................................ 132

Figura B.14 – Vazão efluente ao longo do experimento 15............................................ 132

Figura C.1 – Turbidez da água filtrada ao longo do experimento 1................................ 133

Figura C.2 – Turbidez da água filtrada ao longo do experimento 2................................ 133

Figura C.3 – Turbidez da água filtrada ao longo do experimento 3................................ 133

Figura C.4 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 4....... 133

Figura C.5 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 5....... 133

Figura C.6 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 6....... 133

Figura C.7 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 7....... 134

Figura C.8 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 8....... 134

Figura C.9 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 9....... 134

Figura C.10 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 10... 134

Figura C.11 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 11... 134

Figura C.12 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 12... 134

Figura C.13 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 13... 135

Figura C.14 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 14... 135

Figura C.15 – Turbidez da água bruta e da água filtrada ao longo do experimento 15... 135

Figura D.1 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 1 Água do

lago Paranoá – Dosagem “ótima” de coagulante............................................................. 136

Figura D.2 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 2 Água do

lago Paranoá – Dosagem “ótima” de coagulante............................................................. 136

Figura D.3 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 3 Água do

lago Paranoá – Dosagem “ótima” de coagulante.............................................................

137

Figura D.4 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 4 Água do

lago Paranoá – Subdosagem de coagulante.................................................................... 137

Figura D.5 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 5 Água do

córrego do Torto em fevereiro de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante...................

138

Figura D.6 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 6 Água do

córrego do Torto em fevereiro de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante...................

138

Figura D.7 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 7 Água do

córrego do Torto em fevereiro de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante................... 139

Figura D.8 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 8 Água do

córrego do Torto em março de 2006 – Subdosagem de coagulante...............................

139

Figura D.9 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 9 Água do

córrego do Torto em maio de 2006 – Taxa de filtração reduzida para 105 m

dia.....

140

Figura D.10 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 10 Água do

córrego do Torto em maio de 2006 – Taxa de filtração reduzida para 105 m

dia..... 140

xvi

Figura D.11 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 11 Água do

córrego do Torto em junho de 2006 – Super-dosagem de coagulante............................. 141

Figura D.12 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 12 Água do

córrego do Torto em junho de 2006 – Super-dosagem de coagulante............................. 141

Figura D.13 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 13 Água do

córrego do Torto em junho de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante.........................

142

Figura D.14 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 14 Água do

córrego do Torto em junho de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante......................... 142

Figura D.15 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio filtrante

ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 15 Água do

córrego do Torto em junho de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante.........................

143

xvii

LISTA DE TABELAS

Tabela 3.1 – Resumo de limites para a filtração direta – Carrión e Esparza, 1992

(modificado)..................................................................................................................... 8

Tabela 3.2 – Resumo de limites para a filtração direta – Cleasby,1990 (modificado).... 8

Tabela 3.3 – Resumo de registros de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia

(States et al., 1997 e Cardoso et al., 2002)...................................................................... 19

Tabela 3.4 – Registros de surtos de criptosporidiose e giardíase (Cardoso et al., 2002) 20

Tabela 3.5 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia por meio

de tratamento convencional – Hashimoto et al., 2001 (modificado)............................... 23

Tabela 3.6 – Ocorrência de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium nas

amostras de água provenientes da seqüência 3 da estação piloto – Hsu e Yeh, 2003

(modificada).....................................................................................................................

Tabela 3.7 – Ocorrência de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium nas

amostras de água provenientes da seqüência 1 da estação piloto – Hsu e Yeh, 2003

(modificado).....................................................................................................................

Tabela 3.8 – Ocorrência de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium nas

amostras de água provenientes da seqüência 2 da estação piloto – Hsu e Yeh, 2003

(modificado)..................................................................................................................... 25

Tabela 3.9 – Remoção de oo(cistos) de Giardia e de Cryptosporidium por tratamento

convencional com filtro descendente – Bastos et al., 2004 (modificado)....................... 29

Tabela 3.10 – Remoção de oo(cistos) de Giardia e de Cryptosporidium por

tratamento convencional por filtro ascendente – Bastos et al., 2004 (modificado)......... 30

Tabela 3.11 – Detecção de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium nos

diferentes compartimentos da ETA piloto – Marques et al., 2005 (modificada)............

Tabela 3.12 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia por meio

de tratamento convencional e filtração direta em escala piloto – Nieminski, 1997

(modificado).....................................................................................................................

Tabela 3.13 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia por meio

de tratamento convencional e filtração direta em escala real – Nieminski, 1997

(modificado)..................................................................................................................... 32

xviii

Tabela 3.14 – Resumo das características dos filtros utilizados em escala piloto em

Ohio Swertfeger et al.,1999 (modificado)....................................................................... 35

Tabela 3.15 – Remoção média de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium,

em escala piloto, para filtros distintos, no verão e no inverno, no estado de Ohio, USA

Swertfeger et al.,1999 (modificado)................................................................................ 35

Tabela 3.16 – Qualidade da água bruta e parâmetros operacionais utilizados nas

estações piloto de tratamento de água – Huck et al., 2002b (modificado)...................... 37

Tabela 3.17 – Remoção média de oocistos de Cryptosporidium – Huck et al., 2002b

(modicado)....................................................................................................................... 37

Tabela 3.18 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium inativados – Emelko, 2003

(modificado).....................................................................................................................

Tabela 3.19 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium viáveis – Emelko, 2003

(modificado).....................................................................................................................

Tabela 3.20 – Remoções de oocistos de Cryptosporidium – Dugan e Willimas, 2004

(modificado)..................................................................................................................... 40

Tabela 3.21 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium – States et al., 2002

(modificado)..................................................................................................................... 42

Tabela 3.22 – Concentração de turbidez e de oocistos de Cryptosporidium em

experimentos em escala de bancada – Pereira et al., 2005 (modificado)........................ 44

Tabela 3.23 – Condições experimentais e valores dos coeficientes de filtração k

e λ

0 –

Gistis et al., 2002 (modificado)....................................................................................... 46

Tabela 3.24 – Remoção média de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia

Swertfeger et al.,1999 (modificado)................................................................................ 54

Tabela 3.25 – Remoção média de turbidez e de partículas totais – Swertfeger et

al.,1999 (modificado)....................................................................................................... 54

Tabela 3.26 – Residual de turbidez, de partículas e remoção de oocistos de

Cryptosporidium – Edzwald et al., 2001 (modificado)................................................... 55

Tabela 3.27 – Coeficientes de correlação de Pearson Berino e De Luca, 2003

(modificado...................................................................................................................... 59

Tabela 4.1 – Características do sulfato de alumínio........................................................ 62

xix

Tabela 4.2 – Características do dispositivo de mistura rápida......................................... 69

Tabela 4.3 – Características do meio filtrante................................................................. 71

Tabela 4.4 – Freqüência de medição dos parâmetros de qualidade da água filtrada....... 74

Tabela 4.5 – Parâmetros avaliados e métodos e equipamentos ...................................... 77

Tabela 5.1 – Caracterização da água bruta do lago Paranoá ao longo dos experimentos

de filtração 1, 2, 3 e 4 – Janeiro e Fevereiro/2006........................................................... 86

Tabela 5.2 – Caracterização da água bruta do córrego do Torto ao longo dos

experimentos de filtração 5, 6, 7 e 8 – Fevereiro e Março/2006.....................................

Tabela 5.3 – Caracterização da água bruta do córrego do Torto ao longo dos

experimentos de filtração 9, 10, 11, 12, 13, 14 e 15 – Maio, Junho e Julho/2006...........

Tabela 5.4 – Resumo dos experimentos de filtração direta descendente......................... 92

Tabela 5.5 – Vazões médias efluentes nos experimentos de filtração direta

descendente......................................................................................................................

Tabela 5.6 – Concentração de coliformes totais e E. coli em amostras de água bruta e

água filtrada nos experimentos de filtração direta descendente....................................... 96

Tabela 5.7 – Turbidez residual nos experimentos de filtração direta descendente.......... 98

Tabela 5.8 – Caracterização da água de estudo preparada com água do lago Paranoá

utilizada em cada experimento de filtração – Janeiro e Fevereiro/2006.......................... 103

Tabela 5.9 – Residual e remoções de turbidez, clorofila-a, ocistos de Cryptosporidium

e E. coli em experimentos com água de estudo preparada com água do lago Paranoá –

Janeiro e Fevereiro/2006.................................................................................................. 104

Tabela 5.10 – Caracterização da água de estudo preparada com água do córrego do

Torto utilizada em cada experimento de filtração – Fevereiro e Mraço/2006................. 106

Tabela 5.11 – Residual e remoções de turbidez, clorofila-a, ocistos de

Cryptosporidium, coliformes totais e E. coli em experimentos com água de estudo

preparada com água do córrego do Torto – Fevereiro e Março/2006..............................

107

Tabela 5.12 – Caracterização da água de estudo preparada com água do córrego do

Torto utilizada em cada experimento de filtração – Maio a Julho/2006.......................... 109

Tabela 5.13 – Residual e remoções de turbidez, clorofila-a, ocistos de

Cryptosporidium, coliformes totais e E. coli nos experimentos 9, 10, 11 e 12, com

água de estudo preparada com água do córrego do Torto – Maio a Julho/2006............. 109

Tabela 5.14 – Residual e remoções de turbidez, clorofila-a, ocistos de

Cryptosporidium, coliformes totais e E. coli nos experimentos 13, 14 e 15, com água

de estudo preparada com água do córrego do Torto – Maio a Julho/2006...................... 110

xxi

LISTA DE SÍMBOLOS, NOMENCLATURAS E ABREVIAÇÕES

665...............

Absorbância da solução de clorofila medida em 665 nm

750...............

Absorbância da solução de clorofila medida em 750 nm

AB........... Água Bruta

AE........... Água de Estudo

AF........... Água Filtrada

AIDS....... Síndrome da Imunodeficiência Adquirida

c............... Diâmetro do Orifício no injetor de perda de carga

CAC........ Carvão Ativado Granular

d............... Diâmetro da contração adotado no injetor de perda de carga

D.............. Diâmetro interno da tubulação do injetor de perda de carga

DIC.......... Contraste de Interferência Diferencial

DMR....... Dispositivo de Mistura Rápida

ETA......... Estação de Tratamento de Água

EUA........ Estados Unidos da América

Exp.......... Experimento

F.............. Fator de correção de unidades na detecção de clorofila-a

FDD Filtro direto descendente

FIME....... Filtração em Múltiplas Etapas

FLA......... Filtro de Laboratório de Areia

FMTM..... Faculdade de Medicina do Triângulo Mineiro

G.............. Gradiente de Velocidade

Ho............ Hipótese Nulitiva

1...................

Hipótese Alternativa

IBGE....... Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística

Kgf…….. Kilograma-força

xxii

LAA…… Laboratório de Análise da Água

log...........

Logaritmo de Base 10

M............. Molar

MCLs...... Níveis Máximos de Contaminantes

MF........... Microfiltração

MON....... Matéria Orgânica Natural

MS........... Ministério da Saúde

n………... Número de amostras

N……….. Normal

N’……… Número de oocistos de Cryptosporidium quantificados em cada poço

NF........... Nanofiltração

NMP........ Número Mais Provável

P…..…… Constante de proporcionalidade em mg.cm/L, devido ao coeficiente de

extração molar de clorofórmio-metanol

PAC……. Policloreto de Alumínio

PBS......... Solução Tampão de Fosfato

pH........... Potencial Hidrogeniônico

PL............ Caminho óptico na detecção de clorofila-a (espessura da cubeta utilizada)

ppm......... Partes por Milhão

PVC......... Policloreto de Vinila

PZ............ Potencial Zeta

Qf............ Vazão no filtro

............ Coeficiente de Correlação

rpm......... Rotações por minuto

S.............. Volume da amostra filtrada (em mL) para detecção de clorofila-a

T.............. Soma do menor rank no teste estatístico de Wilcoxon

1.....................

Tempo inicial de coleta de amostra de água filtrada

xxiii

2.....................

Tempo final de coleta de amostra de água filtrada

tcal......... Estatística teste para a distribuição t de Student

TF............ Taxa de Filtração

UC........... Unidade de Cor

UT........... Unidade de Turbidez

USEPA ... Agência de Proteção Ambiental Americana

V.............. Volume da solução de clorofórmio-metanol usada em mL

Vc............ Volume final do concentrado após o processo de preparação da amostra

Val........... Volume do concentrado adicionado a cada poço da lâmina

Vam......... Volume da amostra submetido ao processo de concentração

∆h............

Perda de carga na expansão no injetor de mistura rápida

µ..............

Média

σx............

Desvio Padrão

1 – INTRODUÇÃO

O principal objetivo dos sistemas de abastecimento de água potável é proteger a saúde

pública pela provisão de água potável. A água para consumo humano é considerada

potável se forem atendidos os parâmetros microbiológicos, físicos, químicos e radioativos

do padrão de potabilidade e se não oferecer riscos à saúde (Brasil, 2004).

Os oocistos de Cryptosporidium são protozoários patogênicos de veiculação hídrica que

causam a criptosporidiose, doença de remição espontânea em adultos sadios, mas que pode

levar a morte pessoas imunocomprometidas.

A remoção físico-química de protozoários patogênicos, particularmente dos oocistos de

Cryptosporidium parvum, tem recebido atenção especial devido à dificuldade de inativação

química desses organismos (Huck et al., 2002b).

Nos Estados Unidos e outros países chamados desenvolvidos, a proteção das águas para

abastecimento contra a veiculação dos protozoários parasitas emergentes, sobretudo o

Cryptosporidium parvum e a Giardia lamblia, é uma das maiores preocupações relativas

ao abastecimento de água para consumo humano. O surgimento de epidemias causadas por

esses organismos, desencadeou o aumento de estudos com a finalidade de remover

patógenos das águas de abastecimento, induzindo assim, a evolução da eficácia dos

processos de tratamento de água, incluindo a filtração em meio granular.

No Brasil, o desenvolvimento de pesquisas nessa linha é recente. Dados de ocorrência

desses micoorganismos em água bruta e tratada são escassos; entretanto, algumas

ocorrências já foram relatadas por Vieira et al. (2000), Berino e De Luca (2003), Bastos et

al., (2005), entre outros.

As regras para prover a água com segurança devem fazer uso do conceito de múltiplas

barreiras, que envolvem proteção de água das fontes (superficiais e subterrâneas),

otimização dos processos das estações de tratamento de água e a manutenção adequada do

sistema de distribuição (Betancourt e Rose, 2004).

A tecnologia de tratamento por ciclo completo composta por coagulação, floculação,

sedimentação e filtração rápida é a mais difundida no Brasil, mas é crescente o uso de

sistemas de filtração direta. A não realização de experimentos em escala piloto e a

dificuldade de obtenção de dados sobre a qualidade da água bruta, contribuem para que a

tecnologia de ciclo completo seja adotada, mesmo em casos em que a qualidade da água

permita a adoção de tecnologias mais simplificadas. A opção por ciclo completo, muitas

vezes, se dá também pela sua capacidade de tratar águas brutas com maior variação de

qualidade.

O uso de filtração direta para tratar águas com turbidez, cor e concentração de algas não

elevadas tem sido incentivado no Brasil, principalmente nas pesquisas do Prosab. Isso

porque, essa tecnologia quando comparada ao tratamento convencional tem como

principais vantagens a utilização de menor número de unidades de tratamento; utilização

de menor área física; o menor consumo de produtos químicos no processo de tratamento,

operação e manutenção mais simples e menor produção de lodo.

Entretanto, a filtração direta apresenta menos barreiras sanitárias do que o tratamento

“convencional” e, dessa forma, atenção especial deve ser dada ao projeto e operação do

filtro, para minimizar os riscos de traspasse de cistos de Giardia e oocistos de

Cryptosporidium, pois estes não serão efetivamente inativados na desinfecção com cloro.

Sendo assim, o presente trabalho buscou avaliar a utilização de meio granular praticamente

uniforme em filtração direta descendente de areia, em instalação piloto, na remoção de

oocistos de Cryptosporidium.

2 – OBJETIVOS

2.1 – OBJETIVO GERAL

O trabalho tem como objetivo geral avaliar o processo de filtração direta descendente

utilizando granulometria praticamente uniforme em relação à remoção de oocistos de

Cryptosporidium, por meio de estudos em instalação piloto.

2.2 – OBJETIVOS ESPECÍFICOS

O estudo em questão tem como objetivos específicos:

(1) Comparar a eficiência de remoção de oocistos de Cryptosporidium no período de

amadurecimento com a remoção com o processo de filtração já estabelecido.

(2) Avaliar a influência do uso de dosagens não ótimas na eficiência de remoção de

oocistos de Cryptosporidium.

(3) Avaliar de forma preliminar a influência da utilização de águas distintas na remoção de

oocistos de Cryptosporidium.

(4) Avaliar, também de forma preliminar, a influência da taxa de filtração na remoção de

oocistos de Cryptosporidium.

3 – FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA E REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

3.1 – FILTRAÇÃO

A filtração é a combinação de processos físicos, químicos e em alguns casos, biológicos,

que viabiliza a remoção de partículas suspensas e coloidais e de microorganismos, como os

cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium, presentes na água pela utilização de um

meio poroso apropriado.

Reconhecendo a importância da etapa de filtração na produção de água segura para o

consumo humano, a Portaria do Ministério da Saúde MS 518/2004 (Brasil, 2004)

estabelece que toda a água para consumo humano, suprida por manancial superficial e

distribuída por meio de canalização deve incluir tratamento por filtração.

Em linhas gerais, as técnicas de tratamento por filtração podem ser divididas em dois

grupos: as que se baseiam na filtração rápida e as que se baseiam na filtração lenta. O

primeiro grupo incorpora a coagulação química e a utilização de taxas de filtração elevadas

como etapas fundamentais para clarificação da água, ao passo que no segundo grupo a

etapa básica é a utilização de taxas baixas e o uso de coagulantes é dispensável. Em ambos

os grupos, a filtração pode ou não ser precedida de outros processos de clarificação.

Os mecanismos pelos quais as partículas em suspensão são removidas por meio do

processo de filtração são complexos e influenciados pelas características físicas e químicas

da suspensão e do meio filtrante, pela taxa de filtração, pelas características químicas da

água e pelo método de operação do filtro (Amirtharajah, 1988).

De acordo com Amirtharajah (1988), os mecanismos de remoção têm sido desenvolvidos

em duas direções: a teoria fenomenológica com coeficientes empíricos e a teoria da

trajetória que tem como princípio que o leito filtrante é um conjunto de coletores e se

propõe a determinar a extensão da deposição de partículas nesses coletores.

No princípio, acreditava-se que a filtração em areia era restrita a ação física de coar, mas a

retenção de partículas com dimensões menores do que os vazios inter-granulares indicou

que seria impossível explicar a remoção das partículas somente por meio desse mecanismo

(Ives, 1969). Atualmente, vários autores (Ives, 1969, Cleasby, 1990, entre outros)

descrevem a filtração rápida como sendo a combinação de dois mecanismos distintos:

transporte e aderência. A seguir, é apresentado um resumo do discutido nos referidos

textos.

Os mecanismos de transporte são responsáveis por conduzir as partículas suspensas para a

proximidade da superfície do meio filtrante, de modo que as partículas pequenas são

carreadas para as linhas de correntes mais próximas dos grãos filtrantes. Quando as

partículas estão bem próximas do meio filtrante, as forças de superfície favorecem a

aderência ao meio, de modo que as forças de aderência resistam às forças de cisalhamento

resultantes das características do escoamento.

Os mecanismos de transporte, que são comumente utilizados para explicar a aproximação

das partículas aos meios filtrantes, são: sedimentação, interceptação, difusão, impacto

inercial e ação hidrodinâmica.

A difusão é resultante do movimento Browniano aleatório das partículas pelo

bombeamento pelas moléculas de água, devido à energia térmica dessas moléculas. Devido

ao movimento Browniano, existe uma tendência de as partículas pequenas se difundirem

das áreas de maior concentração para as áreas de menor concentração, até encontrar as

linhas de correntes mais próximas. Esta é a razão pela qual há a presença de sólidos

aderidos ao meio filtrante em pontos onde a velocidade do fluxo é praticamente zero. Este

mecanismo é predominante em partículas pequenas, menores do que 1 µm de diâmetro e

que não sofrem interferência do movimento da água.

O mecanismo de sedimentação ocorre devido à velocidade de sedimentação inerente às

partículas. Nesse mecanismo, o vetor resultante da soma dos vetores velocidade de

sedimentação e velocidade de escoamento faz com que as partículas cheguem às linhas de

correntes mais próximas, até o momento em que ocorre a aderência. A densidade das

partículas e a temperatura são muito importantes para que ocorra este fenômeno. Este

mecanismo é importante para a remoção de partículas maiores do que 1 µm, com tamanho

médio de 5 a 25 µm. Assim, a sedimentação geralmente ocorre quando há partículas em

suspensão relativamente grandes e densas, cuja velocidade de sedimentação seja alta.

Segundo Amirtharajah (1988), a combinação desses dois mecanismos, sedimentação e

difusão, resulta no transporte eficiente de partículas com diâmetros de aproximadamente 1

µm. Dessa forma, o autor acredita que esta combinação seja capaz de remover oocistos de

Cryptosporidium que possuem dimensões entre 3 a 5 µm, enquanto os cistos de Giardia,

por suas dimensões maiores entre 10 a 15 µm, são provavelmente removidos pelo

mecanismo de sedimentação.

O mecanismo da ação hidrodinâmica ocorre devido à rotação das partículas e ao

movimento através das linhas de corrente, sendo influenciado pela forma das partículas e

pela interação com o campo do fluido. Partículas de tamanhos relativamente grandes (~10

µm) em um meio viscoso, em movimento laminar, podem ter em seus extremos,

velocidades diferentes devido aos gradientes de velocidades. Esta diferença entre as

velocidades irá provocar um giro nas partículas, produzindo uma diferença de pressão

perpendicular ao escoamento, fazendo com que a partícula seja conduzida para uma zona

de velocidade mais baixa e que partículas passem de uma linha de corrente para a outra

mais próxima do meio filtrante.

Quando a velocidade de escoamento no meio poroso da água é baixa, as partículas se

movimentam juntamente com as linhas de corrente do escoamento. Entretanto, quando a

velocidade é alta e a partícula é grande, o efeito da inércia faz com que as partículas

mantenham a trajetória inicial e colidam com o meio filtrante. Dessa forma, as partículas

podem seguir uma trajetória distinta das linhas de corrente, se adqüirirem suficiente

quantidade de movimento para isso. A eficiência desse mecanismo é diretamente

proporcional à velocidade do escoamento e inversamente proporcional ao diâmetro do

meio filtrante.

A interceptação acontece quando o movimento das partículas ao longo das linhas de

correntes ocorre suficientemente perto do meio filtrante para que possa ocorrer a aderência.

Este mecanismo atua sobre as partículas que se encontram nas linhas de corrente cuja

distância da superfície do coletor é inferior à metade do diâmetro das partículas.

A aderência das partículas supensas aos meios filtrantes pode ser controlada pelas

propriedas superficiais dos meios. Tanto as partículas em suspensão, quanto o meio

filtrante granular reagem com espécies dissolvidas orgânicas e inorgânicas (ferro, alumínio

e polímeros), presentes nas água. Ambos têm carga elétrica superficial negativa que são

balanceadas pelo acúmulo do íon soluto de carga oposta formando camadas compactas e

difusas próximas às superfícies do sólido, em que cada região interfacial é eletricamente

neutra.

Dessa forma, a desestabilização das partículas é fundamental para minimizar a repulsão

entre a partícula de impureza como os oocistos de Cryptosporidium e o meio filtrante, e

entre as próprias partículas, permitindo uma maior aderência. Então, quando as partículas

estão muito próximas do meio filtrante e a distância de separação entre o meio filtrante e as

partículas se aproxima de zero, forças de aderência se aproximam do infinito e o contato

não pode ocorrer sem a atração das forças de Van der Waals (O’Melia, 1985).

Alguns autores consideram o desprendimento como sendo um mecanismo de filtração.

Sendo assim, o mecanismo de desprendimento é resultado da superação das forças de

aderência pelas forças de cisalhamento resultante do escoamento, transferindo as partículas

retidas para a camada subseqüente do meio filtrante (inferiores, no caso de filtros

descendentes e superiores, no caso de filtros ascendentes), viabilizando a filtração com

ação de profundidade.

Uma discussão mais aprofundada sobre os mecanismos de filtração pode ser encontrada

em Ives (1969) e Amirtharajah (1988), entre outros.

3.1.1 – Tecnologia de filtração direta

3.1.1.1 – Considerações iniciais

A função dos filtros rápidos no tratamento de água é clarificar a água pela remoção de

partículas menores, suspensas e coloidais e de microorganismos presentes na água. Em

algumas circunstâncias, outros benefícios são obtidos, como a oxidação da amônia ou a

remoção de DBO em águas residuárias. A filtração rápida tem grande aplicação na

clarificação de águas com partículas em suspensão variando de 0,1 µm até 50 µm. Os

principais modos de ação dos filtros rápidos são os processos físicos e físico-químicos,

descritos no item 3.1, sendo que os processos biológicos são praticamente ausentes nesta

tecnologia de tratamento (Ives, 1969).

A filtração direta é um processo de tratamento que não utiliza a decantação para

clarificação da água. Por este motivo, esta tecnologia é geralmente utilizada para tratar

água bruta com baixa turbidez e baixa cor verdadeira. Arboleda (1992) recomenda que a

água bruta para a filtração direta possua as mesmas características das águas provenientes

do sistema de decantação, isto é, uma turbidez inferior a 10 UT em 90% do tempo e

preferencialmente menor que 5 UT e uma cor verdadeira menor do que 10 uC em 90% do

tempo. As concentrações de ferro e magnésio devem ser inferiores a 0,3 mg/L.

Outros autores recomendam outros limites de parâmetros de qualidade da água para a

filtração direta, porém somente estudos em escala piloto fornecerão informações seguras

sobre a pertinência de um tratamento para uma determinada água. As Tabelas 3.1 e 3.2

resumem alguns limites de parâmetros para a filtração direta.

Tabela 3.1 – Resumo de limites para a filtração direta – Carrión e Esparza, 1992

(modificado)

Filtração Direta

Parâmetros

Descendente Ascendente

Ascendente/

Descendente

90% ≤ 30 90% ≤ 100 90% ≤ 200

80% ≤ 20 80% ≤ 50 80% ≤ 100

Turbidez (UT)

100% ≤50 Esporád. > 200 Esporád. > 200

90% ≤ 40 100% ≤ 60 90% ≤ 100

Cor Verdadeira (UC)

80% ≤ 20 90% ≤ 40 80% ≤ 50

Fecal/100 mL

MGM ≤ 100 MGM ≤ 100 MGM ≤ 200

NMP

Coliformes

Total/100mL

MGM ≤ 500 (1) MGM ≤ 500 (1) MGM ≤ 1000 (1)

Concentração de algas

(mg/m

)

90% ≤ 100 - ≤ 1000

Legenda: MGM = Média geométrica mensal

(1) Se o valor de coliformes fecais não for superado, esse valor pode ser aumentado.

Tabela 3.2 – Resumo de limites para a filtração direta – Cleasby, 1990 (modificado)

Parâmetro Limites para Filtração Direta

Cor (uC)

< 40

Turbidez (UT)

< 5

Algas (asu/mL)

< 2000

Ferro (mg/L)

< 0,3

Manganês (mg/L)

< 0,05

Nas estações de tratamento de água (ETAS) que utilizam o ciclo completo os filtros retêm

material que não foi removido no processo de decantação ou flotação. Por não se

utilizarem desses processos, as ETAs de filtração direta têm menor capacidade de

acumular impurezas que as estações de tratamento que incorporam a etapa de clarificação

preliminar (Dugan e Williams, 2004), pois os filtros são as únicas unidades responsáveis

pela retenção de material em suspensão presente na água.

A tecnologia de filtração direta pode ser realizada com ou sem a etapa de floculação

precedendo a filtração (Figura 3.1).

Legenda: AB = água bruta; AT = água tratada

Figura 3.1 – Fluxogramas esquemáticos dos sistemas de filtração direta sem pré-floculação

(a, b e c) e com pré-floculação (d)

3.1.1.2 – Tecnologia de filtração direta descendente

Na tecnologia de filtração direta descendente, o fluxo de água passa no sentindo

descendente através dos poros do meio filtrante. Como no filtro descendente todas as

partículas removidas da água ficam retidas no próprio filtro, há necessidade de um bom

aproveitamento da profundidade do meio filtrante para que se atinja uma carreira de

filtração com duração razoável.

O filtro compreende um meio filtrante granular, que permanece saturado com água

contendo material em suspensão, que se move através dos espaços porosos devido à

formação de um gradiente de pressão hidráulica. O meio filtrante na filtração direta

descendente pode ser constituído de meio granular único, geralmente a areia, meio granular

duplo, constituído geralmente de antracito sobre a areia ou meio granular constituído de

múltiplas camadas.

No Brasil, o meio filtrante constituído unicamente de areia ou meio filtrante de camada

dupla de antracito e areia são comumente utilizados em filtros descendentes. A vantagem

de se utilizar meio filtrante de dupla camada é que em função da diferença de densidade

entre os materiais, se consegue uma disposição granulométrica que permita que a filtração

ocorra no sentido do maior grão para o menor grão do meio filtrante, permitindo maior

aproveitamento do meio filtrante e com isso uma maior carreira de filtração (Di Bernardo

et al., 2003).

Segundo Di Bernardo e Prezotti (1991), a utilização de filtros de areia de camada única,

com distribuição granulométrica praticamente uniforme, pode levar a um eficiente

aproveitamento do meio filtrante, comparável com aquele conseguido com a utilização de

filtros de camada dupla. Esses pesquisadores ressaltam que quanto mais uniforme o meio

granular utilizado, a penetração de impurezas será mais profunda e mais longa será a

duração da carreira de filtração.

Ainda de acordo com Di Bernardo (1993a), quanto maior o tamanho dos grãos do meio

filtrante, maior terá que ser a espessura da camada filtrante requerida para obter uma

determinada eficiência de remoção e evitar o traspasse de impurezas no filtro.

A filtração direta descendente apresenta algumas vantagens em relação ao tratamento

convencional. Normalmente, essa seqüência de tratamento requer baixas dosagens de

coagulante, o que acarreta economia de recursos e menor geração de lodo. Além disso,

requer menos espaço físico porque há um menor número de unidades envolvidas e resulta

em menor custo de implantação, manutenção e operação que o tratamento convencional

(Cleasby, 1990).

Em relação ao tratamento convencional, a filtração direta descendente apresenta a

desvantagem de ser restritiva em relação à qualidade da água bruta, tendo dificuldade de

tratar água bruta com turbidez ou cor verdadeira elevada. Além disso, é necessário um

controle cuidadoso da dosagem de coagulante químico, principalmente quando não se

utiliza a pré-floculação, porque variações de dosagem podem afetar a qualidade do efluente

filtrado.

Outra desvantagem da filtração direta em relação ao tramento convencional é que

mudanças na qualidade da água bruta afetam rapidamente a qualidade do efluente, sendo

necessário realizar ajustes rápidos e precisos no controle das dosagens dos coagulantes.

Ademais, podem-se produzir carreiras de filtração curtas, em especial quando é preciso

utilizar dosagens elevadas de coagulante e/ou quando há grandes concentrações de algas

(diatomáceas) que podem causam obstrução nos filtros.

3.1.1.3 – A coagulação aplicada à filtração direta

A coagulação consiste na adição de substâncias químicas (coagulantes) na água para que

ocorra a alteração das forças iônicas das impurezas presentes na água, como as partículas

coloidais, as substâncias húmicas e microorganismos, permitindo a sua agregação e

formação de flocos com tamanho e característica compatíveis com o processo de separação

sólido-líquido subseqüente.

As impurezas presentes na água apresentam cargas superficiais negativas e dificultam o

mecanismo de aderência no processo de filtração, pois o meio filtrante, que geralmente é

constituído de antracito e areia, também possui carga negativa.

A aplicação de coagulantes é realizada na unidade de mistura rápida e geralmente é a

primeira etapa no processo de tratamento de água, sendo muito importante na tecnologia de

filtração direta. As reações e mecanismos de coagulação dependem da dosagem “ótima” do

coagulante, da faixa “ótima” de pH e da quantidade de partículas coloidais presentes na

água a ser tratada.

A literatura considera a coagulação como resultado da ação de quatro mecanismos

distintos: compressão da camada difusa, adsorção e neutralização de cargas, varredura e

formação de pontes. No entanto, Amirtharajah e Mills (1982) ressaltam que a coagulação

de águas de abastecimento, por sais de ferro e alumínio, é obtida na prática com maior

freqüência, por adsorção e neutralização de cargas, por varredura ou pela combinação

desses mecanismos.

Para prever as condições químicas sob as quais a coagulação ocorre, de forma efetiva, são

utilizados os diagramas de coagulação. Esses diagramas são construídos para definir a

dosagem do coagulante a ser aplicado e as condições ótimas do pH para o processo.

Amirtharajah e Mills (1982) desenvolveram um diagrama integrado de estabilidade e

coagulação do sulfato de alumínio (Al

(SO

)

) em que são definidas as regiões específicas

onde ocorre coagulação efetiva para a remoção de turbidez, assim como os mecanismos

atuantes (Figura 3.2).

Figura 3.2 – Diagrama de coagulação com sulfato de alumínio e potencial zeta – Cleasby,

1990 (modificado)

O mecanismo de adsorção e neutralização de cargas caracteriza-se pela reação de

coagulantes metálicos como os sais de alumínio e de ferro com a água formando espécies

hidrolisadas carregadas positivamente. Como as espécies hidrolisadas não são íons

indiferentes, elas são adsorvidas na superfície das impurezas dispersas na águas, que são

carregadas negativamente e pode ocorrer a neutralização das cargas. A neutralização

promove a minimização ou eliminação das forças de repulsão eletrostática entre as

partículas, permitindo a formação de flocos.

O mecanismo de adsorção e neutralização de cargas é muito importante quando o

tratamento de água é realizado por processo de filtração direta, porque na filtração direta,

não há necessidade de formação de flocos grandes para a posterior sedimentação, mas sim

da desestabilização das partículas para que estas possam ficar retidas no meio filtrante.

Para Johnson e Amirtharajah (1983), o modelo de adsorção e desestabilização para a

coagulação indica que a mesma irá ocorrer quando as forças elétricas repulsivas entre as

partículas forem mínimas. A carga das partículas é medida pelo Potencial Zeta (PZ).

Quando o PZ é zero, pode-se esperar que a coagulação esteja atuando de forma a atingir o

seu valor máximo. Porém, na prática, a coagulação “ótima” pode ocorrer para valores de

PZ menores ou maiores do que zero.

De acordo com a Figrua 3.2, os mecanismos de adsorção e neutralização para a remoção de

turbidez com sais de alumínio geralmente são predominantes em valores de pH entre 4,0 e

7,0 e dosagens de sulfato de alumínio inferiores a 30 mg/L. A interação entre o hidróxido

de alumínio carregado positivamente com as partículas carregadas negativamente geram

dois pontos de potencial zeta zero para valores de pH 4,8 e 6,8. Nessas circunstâncias,

podem ser esperadas condições favoráveis de coagulação.

Para valores de pH entre 4,8 e 6,8, onde os valores de PZ são diferentes de zero, a

estequiometria da coagualação pode levar à reversão de carga superficial da partículas e

esta passa a ficar carregada positivamente, surgindo nova carga repulsiva entre as

partículas.

A relação entre a dosagem de coagulante e a concentração de partículas irá resultar em

distintas zonas de reestabilização conforme a Figura 3.2 (A, B e C). Como a região para

utilização deste tipo de processo de coagulação é bem restrita em relação à dosagem de

coagulante e aos valores de pH, quando comparada às outras regiões, é imprescindível um

rigoroso controle operacional para assegurar o correto funcionamento da ETA.

O mecanismo de varredura é frequentemente utilizado em estações de tratamento que

utilizam floculação e sedimentação antecedendo a filtração, pois este mecanismo gera

flocos de maior tamanho, que apresentam velocidades de sedimentação relativamente altas.

A varredura ocorre quando há a formação de hidróxidos decorrentes da precipitação de

produtos hidrolisados resultantes da reação do coagulante com a água e não há

dependência da neutralização de cargas para que ocorra. Os precipitados envolvem as

partículas coloidais porque apresentam vazios capazes de “capturar” as impurezas.

De acordo com o diagrama de coagulação mostrado na Figura 3.2, há a predominância da

varredura quando são aplicadas dosagens de sulfato de alumínio superiores a 30 mg/L e

valores de pH entre 7,0 e 8,0. Amirtharajah e Mills (1982) ressaltam que no mecanismo de

varredura, a intensidade da mistura rápida não é tão importante quanto no mecanismo de

adsorção e neutralização de cargas.

Ainda segundo a Figura 3.2, há combinação do mecanismo de adsorção e neutralização de

cargas com o mecanismo de varredura numa região de pH de coagualação entre 7,0 e 8,0,

quando se adicionam baixas dosagens de coagulante (até 10 mg/L).

Amirtharajah e O`Melia (1990) destacam no diagrama de coagulação a região “ótima” para

a remoção de turbidez com o uso do sulfato de alumínio ao utilizar processo de filtração

direta, para baixas concentrações de partículas. Nessa região, o potencial zeta cai para

valores próximos de zero. De acordo com a seção do diagrama mostrado na Figura 3.3,

existe uma região “ideal” para a remoção de turbidez para essas condições. A região

proposta compreende valores de pH entre 6,0 e 7,5 e dosagens de alumínio variando entre

3 e 15 mg/L. Nessa área ocorre predominância de mecanismos de adsorção e neutralização

de cargas, mecanismo de varredura e combinação desses dois mecanismos de coagulação.

Sendo assim, em decorrência da grande variedade de coagulantes e da qualidade da água

bruta a ser utilizada, é essencial a realização de experimentos em escala de bancada para

definir as condições adequadas do coagulante a ser utilizado, de maneira que se obtenha o

valor do pH mais apropriado. Quando a coagulação não é realizada de modo adequado,

compromete-se o desempenho de todas as unidades de tratamento a jusante, aumentando

os riscos sanitários da água produzida.

Legenda: A = adsorção e neutralização de cargas; B = combinação de adsorção e neutralização de cargas com

varredura;C = varredura

Figura 3.3 – Seção do diagrama de coagulação do sulfato de alumínio, indicando a melhor

faixa para a filtração direta – Amirtharajah e O`Melia, 1990 (modificado)

3.2 – O Cryptosporidium

3.2.1 – Introdução

O Cryptosporidium é um protozoário parasita emergente intracelular, pertence ao filo

Apicomplexa, classe Coccidia, que infecta o trato gastrointestinal de animais e humanos.

Os oocistos de Cryptosporidium são pequenos, esféricos a ovóides e possuem diâmetros

que variam entre 3 a 7 µm, de acordo com a espécie, como pode ser observado na Figura

3.4.

Figura 3.4 – Imagem de Cryptosporidium parvum

(USEPA, 2006)

O Cryptosporidium foi primeiro descrito por Ernest Edward Tyzzer em 1907, sendo

observado como um protozoário parasita de animais inferiores, nesta época. Até 1976,

todas as infecções causadas por Cryptosporidium tinham sido observadas em animais

como vacas e cordeiros até que dois casos foram notificados em seres humanos. Com o

aparecimento da Síndrome da Imunodeficiência Adquirida (AIDS) nos anos subseqüentes,

a criptosporidiose, doença causada por este protozoário, foi reconhecida como o agente

causador de diarréia em indivíduos com sistema imunológico debilitado. Entretanto, estes

parasitas não foram reconhecidos como agentes causadores de doenças de veiculação

hídrica em humanos imunocompetentes até 1987 (Rose, 1988).

Na década de 80, aproximadamente 20 espécies de Cryptosporidium foram identificadas e

nomeadas de acordo com o parasita hospedeiro, porém estudos posteriores de morfologia e

transmissão cruzada constataram a invalidação de muitas destas espécies (Fayer e Ungar,

1986). Segundo Carey et al. (2004), apesar das controvérsias quanto a taxonomia do

parasita, existem hoje 11 espécies reconhecidas de Cryptosporidium. Porém, o C. parvum e

o C. hominis são os agentes causadores da criptosporidiose humana.

Para Carey et al. (2004), o Cryptosporidium é um patógeno de veiculação hídrica em

destaque no mundo. A natureza robusta destes indivíduos, assim como a resistência às

técnicas de desinfecção convencionais baseadas no cloro, a habilidade para passar através

de processos de tratamento físico da água, a necessidade de baixas dosagens do organismo

para causar infecção e os modos de transmissão, contribuem para a persistência desse

parasita no meio ambiente.

O Centro de Controle e Prevenção de Doenças em Atlanta, Estados Unidos, atribuiu 71%

dos casos de eclosão de doenças de veiculação hídrica em 1993 e 1994 ao Cryptosporidium

parvum e a Giardia lamblia, que causam a criptosporidiose e a giardíase, respectivamente

(Gostin et al., 2000 apud Carey et al., 2004).

Os sintomas de criptosporidiose podem variar desde suave diarréia a diarréia impactante,

acompanhada por desidratação, febre, dor abdominal, estado de gripe, vômitos e perda de

peso.

A criptosporidiose é uma doença de remissão espontânea em adultos sadios, mas é

extremamente grave em grupos mais vulneráveis, tais como crianças, idosos e

imunodeprimidos, como os pacientes transplantados, aqueles que estão sendo submetidos a

tratamentos para certos tipos de câncer e principalmente aqueles portadores de AIDS.

3.2.2 – O Ciclo de vida dos oocistos de Cryptosporidium

O complexo ciclo de vida dos oocistos de C. parvum e C. hominis consiste em estágios de

desenvolvimento, que incluem o ciclo sexuado e assexuado. O Cryptosporidium difere de

outros coccídeos por sua capacidade de desenvolver-se completamente em um único

hospedeiro.

O oocisto esporolado é o único estágio exógeno, que consiste em quatro esporozoítos

móveis envolvidos por uma dupla camada de parede que confere resistência ao organismo.

Os oocistos são excretados nas fezes de um hospedeiro infectado e a fase endógena começa

após estes serem ingeridos por um hospedeiro susceptível, que ocorre pela contaminação

do meio ambiente, comida ou água. Os esporozoítos são liberados através da ruptura da

parede do oocisto quando são expostos a situações favoráveis como temperaturas

corporais, pH ácido, tripsina, sais biliares e enzimas pancreáticas e aderem às células

epiteliais do trato gastrointestinal e respiratório (mais comum em aves).

O rápido ciclo de vida (onde cada geração de parasita pode se desenvolver e maturar em 12

a 14 horas) e o ciclo autoinfectivo contribuem para que um baixo número de oocistos seja

requerido para causar infecção (Carey et al., 2004).

3.2.3 – Fontes e ocorrência de Cryptosporidium e surtos de Criptosporidiose

A transmissão do protozoário Cryptosporidium ocorre pela rota fecal-oral, por

contaminação de nascentes, contaminação de alimentos in natura ou contato de pessoa

para pessoa.

Pessoas podem ser expostas a oocistos de Cryptosporidium ao ingerirem água, alimentos

frescos, ao utilizarem águas de recreação, ao entrarem em contato com animais, solos,

outras pessoas ou ao terem contato com alguma superfície que não tenha sido desinfetada

após ser exposta a fezes.

As fazendas também podem ser consideradas fontes de parasitas, especialmente

Cryptosporidium. Além disso, esgoto tratado e particularmente não tratado, pode ser fonte

de protozoários, principalmente a Giardia. Efluentes de estações de tratamento de esgoto

podem constituir um abrigo crônico para cistos de Giardia (States at al., 1997).

De acordo com Dumoutier e Mandra (1996), os cistos de Giardia e oocistos de

Cryptosporidium são largamente disseminados no meio ambiente aquático quando há

lançamento de efluentes de estações de tratamento de esgoto. Segundo esses

pesquisadores, causas indiretas de transmissão de parasitas podem ser devido à

insuficiência de saneamento básico e aplicação de estrumes como fertilizantes em lavouras.

As concentrações de oocistos de Cryptosporidium podem variar dependendo do ambiente

onde se encontram. Cardoso et al. (2002) observaram que em esgoto, geralmente

encontram-se 1 a 20 oocistos/L, em efluente filtrado de tratamento secundário, 0,01 a 0,13

oocistos/L, em águas superficiais, 0,001 a 107 oocistos/L, em águas subterrâneas 0,004 a

0,922 oocistos/L e em água potável, 0,001 a 0,72 oocistos/L. No entanto, esses valores

podem variar de região para região.

São inúmeros os relatos de ocorrência de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium

encontrados na literatura estrangeira, particularmente oriundos de países desenvolvidos. A

Tabela 3.3 apresenta alguns desses exemplos.

No Brasil, por sua vez, esses relatos não são abundantes e são relativamente recentes.

Alguns desses estudos são descritos a seguir.

Vieira et al. (2000) detectaram concentrações na ordem de 10

a 10

oocistos de

Cryptosporidium/L e 10

a 10

cistos de Giardia/L em esgotos sanitários da bacia de

Ribeirão Arrudas em Belo Horizonte, MG. A detecção dos microorganismos foi baseada

em duas técnicas distintas para a concentração da amostra: a centrifugação e a floculação

com carbonato de cálcio. A identificação dos protozoários nas amostras foi feita por meio

da técnica de imunofluorescência utilizando o kit Merifluor C/G (Meridian Diagnostics,

Inc.).

Hachich et al. (2000) avaliaram a ocorrência e distribuição de cistos de Giardia e oocistos

de Cryptospiridium em águas superficiais captadas para o consumo humano no estado de

São Paulo. Segundo esses autores, dos 28 mananciais avaliados, detectou-se a ocorrência

de Cryptosporidium em 29% dos mananciais e a ocorrência de Giardia em 57% dos

mananciais estudados, sendo que nenhuma amostra avaliada apresentou concentrações

médias de oocistos superiores a 10 oocistos/L.

Tabela 3.3 – Resumo de registros de oocistos de Cryptosporidium e cistos de

Giardia (States et al., 1997 e Cardoso et al., 2002)

Referência Local Amostras Fonte Registros

oocistos de

Cryptosporidium

cistos de Giardia

Rose et al., 1991 36 AT 17%; 0,5 a 1,17/100L

LeChevallier, 1991 Canadá 83 AT 26,8%; média 1,52/100L

17,1%

média 4,45/100L

LeChevallier, 1992 Canadá 83 AB média 2,7/L média 2,8/L

LeChevallier e Norton,

1995

Canadá 266 AB 13,4% - média 3,3/L 4,6% - média 2,6/L

Gimason et al., 1993 Kenia ETE 2,25 a 50/L 3,125 - 230,7/L

Kfir et al., 1995

África do

Sul

AT 50% 30%

Chauret et al., 1995 Canadá AB 78% - 10

a 10

/100L.

Hanccock et al., 1996 55 AT 7% - 1 a 26/100L 7% - 2 a 5/100L

Rosen et al., 1996 USA 1237 AT 7,10% 4,90%

States, 1997 Pittsburg AT 80%; média 2,01/100L

100%

média 28,68/100L

Zuckerman et al., 1997 Israel AB 80% 53,30%

Bukhari et al., 1997 Inglaterra ETE 10 -170/L 10 - 13.600/L

Karanis et al., 1998 Alemanha AT 33,3% - 257/100L

Robertson et al., 2000 Scotland ETE 38% 94%

Hashimoto et al., 2001 Japão 13 AB 100% - 40/100L 92% -170/1000L

Hashimoto et al., 2001 Japão 26 AT 35%; média 1,2/1000L

12%

média 0,8/1000L

Hsu et al., 2002 Taiwan 8 AB 60% - 56,1/100L 80% - 11,4/100L

Hsu et al., 2002 Taiwan 7 AT 4,7/100L

Legenda: AB = água bruta; AT = água tratada; ETE = estação de tratamento de esgoto.

Berino e De Luca (2003) verificaram a ocorrência de Cryptosporidium sp. e Giardia sp.

em águas brutas dos formadores do lago Guaíba, de onde é captada a água para tratamento

e distribuição para a população de Porto Alegre. A detecção dos microorganismos foi

baseada no método 1623 da USEPA, com algumas modificações. Os oocistos de

Cryptopsoridium e cistos de Giardia foram detectados em 35% das amostras avaliadas,

com variação de 0 a 0,32 oocistos/L.

Bastos et al. (2004) avaliaram a ocorrência de cistos de Giardia e oocistos de

Cryptosporidium em dois mananciais superficiais, que abastecem três estações de

tratamento de água de uma cidade no estado de Minas Gerais. Para a análise desses

protozoários, amostras de água foram concentradas usando o método de centrifugação-

floculação e os cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium foram identificados e

enumerados pelo exame de imunofluorescência. Altas concentrações de cistos de Giardia e

oocistos de Cryptosporidium foram detectados, com variações de 2 a 140 cistos/L e 4 a 510

oocistos/L, respectivamente.

Machado et al. (2005) observaram a ocorrência de oocistos de Cryptosporidium spp. e

cistos de Giardia sp. em mananciais da cidade de Divinópolis, MG, na ordem de 0 a 3

oocistos/10L e 3 a 250 cistos/10L. A detecção dos microorganismos foi baseada no método

1623 da USEPA.

Devido à grande ocorrência de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium em águas

de mananciais superficiais e águas para consumo humano, como relatado anteriormente,

foram documentados na Tabela 3.4 alguns surtos de doenças associadas com a água

utilizada para consumo humano causados pela Giardia lamblia e pelo Crypstosporidium

parvum.

Tabela 3.4 – Registros de surtos de criptosporidiose e giardíase (Cardoso et al., 2002)

Referência Local Fonte Registros

Cryptosporidium Giardia

Richardson et al., 1991 Swincon e Oxforshire AT 19 surtos

Rose et al., 1991 EUA (1965 a 1988) AR, AT 106 casos

Gennari-Cardoso et al, 1996 Uberlândia, MG AT 4,3% das diarréias agudas

Goldstein et al., 1996 Clark County, Nevada AT 23 casos em 1993 (18 HV)

Goldstein et al., 1996 Clark County, Nevada AT 70 casos em 1994

Kramer et al., 1996 Missouri (1994) AR 101 casos em piscinas

Kramer et al., 1996 Wiscosin (1993) AB 403.000 casos em lagos

Lemmon et al., 1996 Sydney (1994 e 1995) AR 70 casos em piscinas

Craun et al., 1998 EUA AT 19 surtos

Magara et al, 1998 Ogose, Japão AT 8.880 infecções

Newman et al., 1999 Brasil (NE) AT 1.476 diarréias (crianças)

2000 Flórida AR 170 surtos

Barwick et al., 2000 EUA (1997 e 1998) AR 49 surtos com 5 mortes

Genera Technologies, 2000 Milwakee/EUA (1993) AR

400.000 pessoas com 4.400

hospitalizadas

2001 EUA AR 293 surtos 13 surtos

Cartwright e Colbourne, 2001 Mediterrâneo AR 172 casos

Kramer et al., 2001 Inglaterra e País de Gales AR, AT 13 surtos (1986 a 1996) 1 surto

Kramer et al., 2001 Espanha AT 1 surto (1986 a 1996) 7 surtos

Legenda: AB= água bruta; AR = água de recreação; AT = água tratada

3.3 – EFEITOS DO TRATAMENTO DE ÁGUA NA REMOÇÃO DE OOCISTOS

DE Cryptosporidium

Pesquisas têm sugerido que a ocorrência e a probabilidade de detecção de cistos de Giardia

e oocistos de Cryptosporidium em água tratada (por filtração) para abastecimento está

relacionada com o número de organismos na água bruta (LeChevalier et al., 1991). Este

relato foi comprovado por experimentos com água bruta e tratada, realizados por

LeChevallier e Norton (1992) no Canadá e nos Estados Unidos.

A efetividade das técnicas de tratamento convencional e avançada na remoção de oocistos

de protozoários tem sido avaliada em estudos em escalas de bancada, piloto e/ou escalas

reais (Nieminski e Ongerth, 1995, Swertfeger et al., 1999, Shaw et al., 2000, Huck et al.,

2002a, entre outros). Estudos em escala de bancada ou estações piloto proporcionam

informações confiáveis sobre a remoção de cistos de protozoários e indicam os processos

que podem ser usados como tecnologias de tratamento para controle de protozoários na

água para consumo humano

A remoção de protozoários por meio de processos de tratamento é expressa como

percentual de remoção ou em termos de reduções logarítmicas (base 10). As reduções

logarítmicas são normalmente calculadas como a diferença entre o log das concentrações

afluentes e o log do concentrado filtrado (Betancourt e Rose, 2004).

O comportamento do Cryptosporidium parvum é similar ao de outras partículas coloidais

presentes na água. A sua remoção física requer desestabilização e subseqüente separação

(French et al., 2000). Devido aos pequenos tamanhos, os oocistos de C. parvum e C.

hominis podem passar através dos filtros convencionais, dificultando a remoção destes

organismos pelo processo físico-químico. Filtração em membranas tem sido indicada na

remoção de oocistos de Cryptosporidium.

Por outro lado, o desinfetante mais comumente usado no tratamento de água, o cloro, é

ineficiente na inativação de oocistos de Cryptosporidium, quando utilizado em dosagens e

tempos de contato usualmente utilizados nas estações de tratamento. Dessa forma, como

essa barreira de desinfecção não pode ser tida como confiável, o controle dos oocistos de

Cryptosporidium em águas de abastecimento se baseia na remoção física durante o

tratamento, por meio de processos de filtração (Hall et al., 1995).

Segundo Hsu e Yeh (2003), a ozonização é mais eficiente na remoção de oocistos de

Cryptosporidium do que a cloração. Esse fato pôde ser confirmado por experimentos

realizados por Dumontier e Mandra (1996), entre outros.

3.3.1 – Remoção de Cryptosporidium por meio de tratamento convencional e filtração

direta

LeChevallier e Norton (1995) analisaram 262 amostras de águas tratadas provenientes de

72 estações de tratamento de água, durante os anos de 1991 à 1993. Foram detectados

cistos de Giardia em 45% da água bruta, com média geométrica de 2,0 cistos/L e oocistos

de Cryptosporidium em 51,5%, com média de 2,4 oocistos/L. Quando foram analisadas as

amostras de água tratada, encontraram-se cistos de Giardia em 4,6% das amostras e

oocistos de Cryptosporidium em 13,4% das amostras.

Em estudo anterior, LeChevallier et al. (1991) haviam analisado 82 amostras de água

filtrada para abastecimento, provenientes de 66 estações convencionais de tratamento de

água nos EUA e detectaram cistos de Giardia em 17,1% e oocistos de Cryptosporidium em

26,9% das amostras de água tratada.Segundo esses pesquisadores, a maioria das estações

de tratamento atingiu remoção de cistos e oocistos de 2,0 a 2,5 log, ao utilizar o processo

de clarificação seguido de filtração, como estabelecido pela Agência Americana de

Proteção Ambiental (USEPA).

Para LeChevallier e Norton (1995) a maior eficiência na remoção de cistos de Giardia, se

comparada com a remoção de oocistos de Cryptosporidium, pode ser atribuída ao fato dos

oocistos de Cryptosporidium serem menores (3-5 mm) do que os cistos de Giardia (8-15

mm).

Resultados similares aos obtidos por LeChevallier e colaboradores são reportados por

States et al. (1997) e Hashimoto et al. (2001) em estações de tratamento convencional

utilizando, respectivamente, cloreto férrico e sulfato de alumínio.

States et al. (1997) analisaram 171 amostras de água durante dois anos e investigaram a

eficiência da remoção de parasitas em estações de tratamento convencional, em escala real

dotada de coagulação usando cloreto férrico, floculação, sedimentação, filtração rápida em

filtro de dupla camada (antracito e areia) e desinfecção por cloro livre. O método usado

para detectar esses parasitas foi a análise por imunofluorescência indireta. As análises

indicaram que todos os cistos de Giardia foram removidos, enquanto 8% dos oocistos de

Cryptosporidium estavam presentes ao fim do tratamento.

Hashimoto et al. (2001) realizaram experimentos em uma estação de tratamento

convencional de água em Kanagawa no Japão para detectar a remoção de oocistos de

Cryptosporidium e cistos de Giardia. O coagulante utilizado era o sulfato de alumínio e a

desinfecção era realizada com cloro. Foram encontrados oocistos de Cryptosporidium em

todas as amostras de água bruta, com média geométrica de 0,4 oocistos/L e cistos de

Giardia em 92% dessas amostras, com média geométrica de 0,17 cistos/L. Na água

filtrada, foram encontrados oocistos de Cryptosporidium em 35% das amostras, enquanto

que em 12% das amostras foram encontrados cistos de Giardia. As remoções destes

protozoários por meio de tratamento convencional, relatadas por Hashimoto et al. (2001)

são apresentados na Tabela 3.5.

Tabela 3.5 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia por meio de

tratamento convencional – Hashimoto et al., 2001 (modificado)

Oocistos de Cryptosporidium (log) Cistos de Giardia (log)

Média 2,54 2,53

Intervalo 2,00 – 3,18 1,74 – 3,06

Harrington et al. (2003) também analisaram os efeitos das condições da filtração na

remoção de organismos patogênicos emergentes de veiculação hídrica por meio de seis

estações de tratamento piloto ao utilizar processos de coagulação por sulfato de alumínio,

floculação, sedimentação e filtração rápida em dupla camanda. Os estudos acompanharam

a remoção de oocistos de Cryptosporidium parvum, de esporos de Encephalitozoon

intestinalis, Escherichia coli. e a Aeromonas hidrophila. Foi constatado que, em geral, as

taxas de filtração ou as configurações do meio filtrante não apresentaram efeitos na

remoção de patogênicos. Também foi indicado que o traspasse da turbidez foi

acompanhado pelo traspasse de todos os patógenos testados no estudo. Entretanto, os

resultados sugeriram que o traspasse de Escherichia coli. e Aeromonas hidrophila

ocorreram mais rapidamente do que o da turbidez.

Xagorataki et al. (2004) também avaliaram a remoção de vários patógenos emergentes de

veiculação hídrica. Estes patógenos incluíram os oocistos de Cryptosporidium parvum, os

esporos de Encephalitozoon intestinalis, Escherichia coli. e a Aeromonas hidrophila. O

experimento foi realizado em escala piloto, por meio de coagulação, floculação,

sedimentação e filtração em meio granular. De acordo com os resultados obtidos, pode-se

constatar que alguns patógenos foram removidos com maior efetividade que outros

organismos. A A. hidrophila foi removida com mais eficiência do que o C. parvum e por

outro lado, a E. intestinalis e a E. coli foram os organismos patogênicos que apresentaram

menor eficiência de remoção.

Se por um lado, Harrington et al. (2003) e Xagorataki et al. (2004) observaram piores

condições de remoção para a E. coli, por outro lado eles divergiram quanto à remoção de

A. hidrophila, porque enquanto os primeiros encontraram piores remoções desses

patógenos, os outros constataram que a A. hidrophila foi removida com mais eficiência do

que o C. parvum.

As estações que utilizam o carvão ativado em pó (CAG) são freqüentemente destinadas ao

tratamento de águas provenientes de fontes de qualidade pobre (LeChevallier et al., 1991).

Segundo Hsu e Yeh (2003) a função principal dos filtros de CAG é adsorver matéria

orgânica, porém, como função secundária, estes filtros podem interceptar cistos de Giardia

e oocistos de Cryptosporidium quando eles passam através dos filtros de dupla camada.

Hsu e Yeh (2003) estudaram em escala piloto a remoção de cistos de Giardia e oocistos de

Cryptosporidium em três seqüências de tratamento em Taiwan. A primeira seqüência

constituiu de tratamento convencional e filtração por CAG. A segunda incluiu o tratamento

convencional, a filtração por CAG, e a ozonização. Já na terceira sequência foi utilizado o

tratamento convencional, a microfiltração e a nanofiltraçao. Foi utilizado o sulfato de

alumínio como coagulante. As análises dos protozoários foram feitas a partir dos métodos

1622 e 1623 propostos pela USEPA, com ajustes. Os resultados obtidos podem ser

observados nas Tabelas 3.6, 3.7 e 3.8.

Tabela 3.6 – Ocorrência de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium nas amostras

de água provenientes da seqüência 3 da estação piloto – Hsu e Yeh, 2003 (modificado)

Tipo de amostra amostras cistos /100L oocistos/100L

Microfiltração 6 ND ND

Nanofiltração 3 ND ND

Legenda: ND = Não detectado

Tabela 3.7 – Ocorrência de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium nas amostras

de água provenientes da seqüência 1 da estação piloto – Hsu e Yeh, 2003 (modificada)

Tipo de amostra amostras cistos /100L oocistos/100L

Água Bruta 8 11,4 56,1

Sedimentação 1 ND 5,9

Filtração em dupla camada 7 4 4,7

Filtração por CAG 2 ND ND

Água Tratada 6 ND 4,7

Legenda: ND = Não detectado

Tabela 3.8 – Ocorrência de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium nas amostras

de água provenientes da seqüência 2 da estação piloto – Hsu e Yeh, 2003 (modificado)

Tipo de amostra amostras cistos /100L oocistos/100L

Água Bruta 8 11,4 56,1

Pré-ozonização 5 ND 27,4

Sedimentação 1 ND ND

Filtração em dupla camada 6 ND 4,7

Pós-ozonização 2 ND 4,7

Filtração por GAC 7 ND 4,7

Legenda: ND = Não detectado

De acordo com os resultados, pode-se constatar que na seqüência 1 de tratamento, a maior

remoção de oocistos de Cryptosporidium ocorreu na etapa de sedimentação. Quando se

utilizou a seqüência 2 de tratamento, observou-se que pré-ozonização pode destruir os dois

tipos de parasitas, especialmente os cistos de Giardia, entretando, não se observou

variações nas concentrações de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium, quando

se utilizou a cloração, o que comprova que a cloração, nas dosagens corriqueiras utilizadas

em estações de tratamento, não têm eficiência na inativação desses microorgansimos.

Foi observado que a etapa da filtração é a etapa final do processo convencional de

tratamento para a interceptação de parasitas, entretanto em ambas as seqüências de

tratamento (1 e 2), embora não se tenha detecatado cistos de Giardia na água tratada,

foram detectados 4,7 oocistos/100L de Crytptosporidium nessa mesma água. Sendo assim,

oocistos de Cryptosporidium podem, em algumas situações, passar através do meio

filtrante e não se pode afirmar que ao utilizar filtração convencional com filtro de dupla

camada ou filtração convencional com filtro de dupla camada e ozonização, a água tratada

esteja livre de oocistos de Cryptosporidium e de doenças transmitidas pela ação desses

protozoários.

Nas seqüências 1 e 2 de tratamento, também observa-se que a filtração por CAG não foi

eficiente na remoção de oocistos de Cryptosporidium, já que não ocorreram mudanças na

remoção desses protozoários quando a água foi submetida a esse tipo de filtração.

Finalmente, pode-se constatar que na seqüência 3 de tratamento, com a utilização de

sistemas de microfiltração, foi possível interceptar todos os cistos de Giardia e oocistos de

Cryptosporidium.

Com relação aos experimentos realizados por Hsu e Yeh (2003), é importante ressaltar que

a não detecção de oocistos de Cryptosporidium na etapa de filtração por CAG da seqüência

1 de tratamento e na etapa de sedimentação da seqüência 2, assim como a não detecção de

cistos de Giardia na estapa de sedimentação da seqüência 1 de tratamento, indicam que

falhas no processo de detecção desses microorganismos podem ter ocorrido, sendo

necessária a confirmação dos dados apresentados por esses pesquisadores.

Como Hsu e Yeh (2003), Dumoutier e Mandra (1996) observaram a remoção de oocistos

de Cryptosporidium e cistos de Giardia por filtração por CAG. Dumoutier e Mandra

(1996) estudaram a remoção de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium em

estações de tratamento de água e de tratamento de esgoto. O estudo foi conduzido na

região de Paris e teve como método analítico de detecção de (oo)cistos a concentração das

amostras em filtros de polipropileno seguidos de concentração por centrifugação e

detecção por imunofluorescência. A primeira eqüência de tratamento de água avaliada

utilizava pré-cloração, coagulação com sulfato de alumínio, decantação, filtração por CAG

e cloração final. A segunda seqüência incluía a pré-ozonização, a coagulação por sulfato de

alumínio, a sedimentação, a filtração rápida em areia, a pós-ozonização, a filtração por

CAG e a desinfecção final. Em uma terceira eqüência de tratamento foi utilizada a

filtração por processos de membrana. O tratamento utilizado na estação de esgoto incluiu o

pré-tratamento, a sedimentação primária, o tratamento biológico, a clarificação final e a

disposição.

De acordo com os experimentos realizados por Dumoutier e Mandra (1996), altas

concentrações de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium foram detectadas em

todos as amostras de água residuárias brutas examinadas e o mesmo ocorreu com as

amostras de águas residuárias tratadas. As quantidades de cistos de Giardia e de oocistos

de Cryptosporidium removidas pelo tratamento de esgoto variaram de 0,5 log a 1,5 log e

de 0,2 log a 1,0 log, respectivamente, sendo que a média de remoção foi de 1,2 log para

cistos de Giardia e 0,7 log para oocistos de Cryptosporidium.

Na seqüência 1, a pré-cloração promoveu remoção média de 0,9 log de Giardia e 0,6 log

de Cryptospordium, com variações de 0,08 até 1,5 log para Giardia e 0,03 até 1,05 log

para Cryptosporidium. Após a clarificação, foi observada a remoção de 63% de cistos de

Giárdia e 43% de oocistos de Cryptosporidium, entretanto, dos 57% restantes, apenas 1

log foi removido ao fim de todo tratamento. Após a etapa de clarificação, as concentrações

máximas de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium foram de 200/1000L e de

70/1000L, respectivamente. Então, infere-se que a filtração por CAG pode não ser

eficiente na remoção de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium. Além disso, a

desinfecção por cloração, em condições usuais, não pode ser considerada como processo

eficiente no tratamento de água para a inativação de cistos de Giardia e oocistos de

Cryptospordium, fatos esses observados também por Hsu e Yeh (2003).

Na eqüência 2, a pré-ozonização foi responsável pela remoção de 0,07 a 1,4 log de cistos

de Giardia, com média de 0,56 e de 0,33 a 1,45 log de oocistos de Cryptosporidium, com

média de 0,74. O processo de filtração em areia fez com que 81% das amostras de

Cryptosporidium e 67% das amostras de Giardia ficassem livres destes protozoários. As

concentrações máximas de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium na água

clarificada foram de 75/1000L e 15/1000L, respectivamente. Por fim, após toda a

eqüência de tratamento, com a pós-ozonização, foi obtida a remoção total de cistos de

Giardia e oocistos de Cryptosporidium. De acordo com esses resultados, infere-se que a

remoção por filtro de areia seguida de pós-ozonização pode ser considerada eficiente na

remoção desses protozoários patogênicos, fato que não foi comprovado por Hsu e Yeh

(2003) em sua seqüência 2 de tratamento de água, já que a utilização de filtro em dupla

camanda e pós-ozonização não foi suficiente para remover todos os oocistos de

Crytposporidium.

Ao avaliarem o tratamento de água por microfiltração e ultrafiltração, na seqüência 3 de

tratamento, similarmente a Hsu e Yeh (2003), Dumoutier e Mandra (1996) constataram

que a eficiência e a confiabilidade dessas técnicas não dependem da qualidade da água

bruta e nem das condições hidráulicas operacionais. O uso de membranas permite remoção

efetiva de cistos de Giardia e de oocistos de Criptosporidium

A flotação por ar dissolvido (FAD) é um processo de clarificação da água. Este é um

método de tratamento de água que tem sido usado para remover partículas de baixa

densidade que não são geralmente retiradas no tratamento por sedimentação gravitacional

(French et al., 2000). As estações que utilizam a FAD, similarmente às que usam

sedimentação, têm duas barreiras efetivas para prevenir a passagem de oocistos de

Cryptosporidium para a água tratada: as barreiras de flotação e a de filtração (Edzwald et

al., 2001). A seguir será abordada a FAD como instrumento para a remoção de oocistos de

Cryptosporidium.

Plummer et al. (1995) investigaram a efetividade dos processos de clarificação

(sedimentação e FAD) para a remoção de oocistos de Cryptosporidium parvum, com a

utilização de cloreto férrico como coagulante, sob uma variedade de condições. Foi

utilizada a centrifugação, flotação e análise microscópica para a detecção dos oocistos de

Cryptosporidium.

Os resultados dessa investigação indicaram que a FAD foi capaz de remover mais do que 2

log de oocistos de Cryptosporidium na maioria das condições analisadas (3 a 5 mg/L de

cloreto férrico, pH entre 4,3 e 6,2, entre outras). A remoção de oocistos foi maior (3,4 log)

para pH 5,0. A sedimentação foi menos efetiva que a FAD em todas as condições testadas,

tendo como remoção máxima de oocistos o valor de 0,81 log. Estudos têm mostrado que a

clarificação por meio de sedimentação fornece remoção de Cryptosporidium de somente

0,5 a 1,0 log (States et al., 1997), no entanto, o processo de FAD tem sido apontado como

efetivo para remoções de C. parvum superiores a 4 log em estudos de escalas pilotos

(French et al., 2000).

Edzwald et al. (2001) também avaliaram a remoção de oocistos de Cryptosporidium com

uso da FAD e filtros de dupla camada sob condições variáveis. A remoção dos oocistos foi

observada a partir de projetos de tempo de detenção e cargas hidráulicas para temperaturas

da água no inverno e na primavera. Foram inoculados oocistos de Cryptosporidium na

ordem de 10

oocistos/L e a coagulação foi otimizada para a remoção de turbidez e matéria

orgânica natural.

O desempenho do FAD foi melhor para temperaturas da água na primavera, com remoção

de 2,5 log de oocistos comparado com a remoção de 1,7 log de oocistos no inverno. A

remoção total de oocistos de Cryptosporidium após a filtração excedeu 5,4 log e não foi

afetada pela temperatura da água.

De posse dos resultados de Plummer et al. (1995) e Edzwald et al. (2001) pode-se inferir

que a clarificação por FAD é efetiva na remoção de oocistos de Cryptosporidium.

No Brasil, Bastos et al. (2004) analisaram a remoção de cistos de Giardia e de oocistos de

Cryptosporidium, por tratamento convencional, em três estações de tratamento de água, em

Minas Gerais. As Tabelas 3.9 e 3.10 resumem essas remoções ao longo do período de

estudo.

Tabela 3.9 – Remoção de oo(cistos) de Giardia e de Cryptosporidium por tratamento

convencional com filtro descendente – Bastos et al., 2004 (modificado)

Amostra Giardia (cistos/L) Cryptosporidium (oocistos/L)

Data

Agua

Bruta

Efluente

Filtrado

Remoção

(%)

Agua

Bruta

Efluente

Filtrado

Remoção

(%)

set/00 ND ND NA 16,31 13,2 19,06

out/00 56,00 0,09 99,84 2,6x10

0,15 99,94

dez/00 1,4x10

ND 100,00 5,1x10

ND 100,0

jan/01 18,64 2,7 85,50 21,28 1,8 91,54

jan/01 7,00 ND 100,00 ND ND NA

fev/01 7,98 ND 100,00 7,98 ND 100,00

mar/01 8,00 0,13 98,38 16,00 0,16 99,00

abr/01 4,62 0,066 98,57 11,62 0,066 99,40

mai/01 ND ND NA ND 0,2 NA

jul/01 ND ND NA ND ND 100,00

ago/01 ND ND NA ND ND NA

dez/01 ND ND NA ND ND NA

Legenda: ND = não detectado; NA = não registrado

Como se pode observar nas Tabelas 3.9 e 3.10, esses pesquisadores constataram, que as

remoções de oocistos de Cryptosporidium aparentaram ser pobres em ambas as estações de

tratamento. Foram encontrados cistos de Giardia (0,066 a 5,5 cistos/L) e oocistos de

Cryptosporidiumem (0,066 a 13,2 oocistos/L) em altas concentrações em duas das três

estações de tratamento analisadas.

No entanto, Bastos et al. (2004), observaram que as concentrações efluentes de 13,2

oocistos/L encontradas em setembro de 2000, são muito diferentes das concentrações nas

outras amostras analisadas. Sendo assim, esses pesquisadores acreditam que problemas

analíticos possam ter ocorrido nessa fase da pesquisa.

Esses pesquisadores observaram também, que para se atingir os níveis de risco aceitáveis

propostos pela USEPA (1998) de 10

-4

, seria necessário que fossem atingidas remoções de

protozoários entre 4 e 5 log. No entanto, essas remoções variaram entre 1 a 3 log.

Tabela 3.10 – Remoção de oo(cistos) de Giardia e de Cryptosporidium por tratamento

convencional com filtro ascendente – Bastos et al., 2004 (modificado)

Amostra Giardia (cistos/L) Cryptosporidium (oocistos/L)

Data

Agua

Bruta

Efluente

Filtrado

Remoção

(%)

Agua

Bruta

Efluente

Filtrado

Remoção

(%)

set/00 ND ND NA 16,31 ND 100,00

out/00 56,00 ND 100,00 2,6x10

ND 100,00

dez/00 1,4x10

5,5 96,07 5,1x10

ND 100,00

jan/01 18,64 ND 100,00 21,28 ND 100,00

jan/01 7,00 ND 100,00 ND ND NA

fev/01 7,98 ND 100,00 7,98 ND 100,00

mar/01 8,00 ND 100,00 16,00 0,66 95,88

abr/01 4,62 ND 100,00 11,62 1,32 88,64

mai/01 ND ND NA ND 0,50 NA

jul/01 ND ND NA 2,00 ND 100,00

ago/01 ND ND NA ND ND NA

dez/01 ND ND NA ND 0,10 NA

Legenda: ND = não detectado; NA = não registrado

Machado et al. (2005) avaliaram a eficiência de remoção de cistos de Giardia e oocistos de

Cryptoporidium em dois sistemas convencionais de tratamento de água na cidade de

Divinópolis, MG. Foi utilizado o método 1623 proposto pela USEPA para a detecção

desses protozoários. Esses autores costataram que não foram encontrados oocistos de

Cryptosporidium em amostras de água tratada. Porém, foi registrado ocorrência de 0 a 0,1

cistos/L de Giardia nessas mesmas amostras. No entanto, não foi possível avaliar

apropriadamente a remoção desses organismos patogênicos, uma vez que as densidades de

Cryptosporidium no manancial estiveram na ordem de 10

e 10

, dificultando a avaliação

de sua remoção.

Marques et al. (2005) avaliaram o desempenho de uma ETA piloto convencional, instalada

na Universidade Federal do Espírito Santo, na remoção de cistos de Giardia ssp. e oocistos

de Cryptosporidium spp. Foram inoculados cistos e oocistos de Giardia e Cryptosporidium

na ordem de 10

oocistos e cistos/L. Para a detecção dos protozoários foram utilizados os

métodos de concentração de floculação seguidos de centrifugação. A identificação dos

protozoários nas amostras foi feita por meio da técnica de imunofluorescência utilizando o

kit Merifluor.

Os resultados da avaliação resumidos na Tabela 3.11, indicam a presença desses

protozoários na água bruta, na água de lavagem, no lodo e na água filtrada.

Embora se tenha inoculado cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium na ordem de

/L, de acordo com a Tabela 3.11, foram identificados na água bruta, cistos de Giardia

entre 15 e 30 cistos/L e oocistos de Cryptosporidium entre 22 e 45 oocistos/L. Esse fato

pode indicar possíveis erros de detecção dos protozoários e/ou baixa recuperação do

método de análise empregado.

De acordo com os resultados obtidos, observa-se que mesmo que o tratamento

convencional tenha promovido eficiente remoção de turbidez, com a diminuição de 32,3

UT para 0,89 UT, menor do que o valor de 1 UT preconizado pela Portaria 518/2004

(Brasil, 2004), a presença de (oo)cistos foi significativa na água filtrada e pode ser

suficiente para causar infecção em humanos.

Tabela 3.11 – Detecção de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium nos diferentes

compartimentos da ETA piloto – Marques et al., 2005 (modificada)

Água Bruta Lodo Água Lavagem Água Filtrada

Cistos/L Ooc/L Cistos/L Ooc/L Cistos/L Ooc/L Cistos/L Ooc/L

Exp 1

15 30 466,6 793,3 120 180 1,2 1,6

Exp 2

30 45 103,5 145 87,5 225 0,3 1,6

Exp 3

22 22 405 787 108 48 1,5 2,5

Ladeia (2004) avaliou a eficiência da filtração rápida descendente na remoção de oocistos

de Cryptosporidium em instalação piloto, em Montes Claros, MG. A análise desses

protozoários foi realizada adotando-se a concentração pela técnica de floculação com

carbonato de cálcio e identificação e quantificação por imunofluorescência direta,

utilizando-se o kit Merifluor

. Foram realizados experimentos de filtração em dupla

camada de antracito e areia e camada simples de areia e taxas de filtração de 180m

dia,

270m

dia, 400m

dia. A água afluente aos filtros foi a água decantada de uma ETA,

contaminada com oocistos de Cryptosporidium e alíquota de esgotos sanitários, de modo

que a concentração de oocistos afluente era da ordem de 10

e 10

Segundo Ladeia (2004), não foram detectados oocistos de Cryptosporidium na água

efluente dos filtros rápidos, não sendo possível inferir sobre a eficiência de remoção do

processo. Entretanto, para indicar possíveis remoções desses protozoários, foram

realizados cálculos limites de detecção teórica, considerando detecção mínima de 1

oocisto/L. Sendo assim, os filtros estudados teriam alcançado remoção de 0,80 a 1,6 log.

Pesquisadores observaram comportamentos similares de remoção de oocistos de

Cryptosporidium e cistos de Giardia ao se utilizar tratamento convencional e filtração

direta. Alguns desses estudos são apresentados a seguir.

Nieminski (1997) estudou o comportamento da remoção de cistos de Giardia e oocistos de

Cryptosporidium durante dois anos em estações de tratamento do estado de Utah, EUA. Os

experimentos foram realizados em escala real e piloto, por meio de tratamento

convencional com filtração em dupla camada de antracito e areia e regimes de filtração

direta. O método utilizado para a detecção dos oocistos de Cryptosporidium e cistos de

Giardia foi a filtração por membrana, a centrifugação e a análise por imunofluorescência.

Os resultados desses estudos estão resumidos nas Tabelas 3.12 e 3.13.

Tabela 3.12 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia por meio de

tratamento convencional e filtração direta em escala piloto – Nieminski, 1997 (modificado)

Escala Piloto Oocistos Cryptosporidium (log) Cistos Giardia (log)

Tratamento Convencional 2,98 3,4

Filtração Direta 2,97 3,3

Tabela 3.13 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia por meio de

tratamento convencional e filtração direta em escala real – Nieminski, 1997 (modificado)

Escala Real Oocistos Cryptosporidium (log) Cistos Giardia (log)

Tratamento Convencional 2,25 3,26

Filtração Direta 2,79 3,87

Como se pode obsevar nas Tabelas 3.12 e 3.13, não ocorreu diferença nítida na eficiência

de remoção dos oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia quando se utilizou

filtração direta ou tratamento convencional, nos experimentos realizados em escala piloto.

Quando os experimentos foram realizados em escala real, a remoção de Cryptosporidium

foi menor do que a remoção na correspondente escala piloto, com valores médios de

remoção de oocistos de Cryptosporidium de 2,25 log no tratamento convencional e 2,79

log quando foi utilizada filtração direta. Sendo assim, destaca-se que o processo de

tratamento empregado teve pouca influência sobre as remoções desses protozoários.

Ongerth e Percoraro (1995) analisaram a remoção de oocistos de Cryptosporidium em

filtro de múltiplas camadas (antracito, areia e granada) em estação de tratamento de água

em escala piloto, por processo de filtração direta, sem pré-floculação. Foram inoculados

oo(cistos) de Giardia e de Cryptosporidium na ordem de 5 X 10

oo(cistos)/L. Para a

detecção desses microorganismos foi utilizada a filtração por membrana, a centrifugação e

a análise de imunofluorescência. Foram realizados 4 experimentos de filtração com o

sulfato de alumínio como coagulante, sendo que nos 3 primeiros experimentos utilizou-se

dosagem “ótima” do coagulante de 10 mg/L. No experimento 4 foi utilizada subdosagem

de coagulante de 5 mg/L. Os valores do pH foram mantidos entre 6,4 e 6,6.

O desempenho das estações foi avaliado pela análise de amostras coletadas antes e depois

da filtração. Nos experimentos onde se utilizou condições “ótimas” de coagulação,

observou-se remoção de oocistos de Cryptosporidium entre 2,7 e 3,1 log e de cistos de

Giardia entre 3,05 e 3,6 log. Entretando, quando se utilizou subdosagem de coagulante, no

experimento 4, a remoção média de oocistos de Cryptosporidium foi de 1, 5 e de cistos de

Giardia foi de 1,3.

3.3.2 – Influência da operação de filtração e do mecanismo de coagulação na remoção

de oocistos de Cryptosporidium

Hall et al. (1995) analisaram a remoção de oocistos de Cryptosporidium, em escala piloto,

por tratamento convencional com filtro de camada única, de dupla camada ou CAG

precedido por FAD e filtração rápida com pré-floculação. Foram testados o sulfato de

alumínio, o sulfato férrico e o PAC como coagulantes e taxas de filtração de 5 e de 10 m/h.

Para Hall et al. (1995), quando foram inoculados na ordem de 10

oocistos/L de

Cryptosporidium, não foi observada diferença significativa entre as remoções dos oocistos

desses protozoários, ao utilizar meios filtrantes distintos. Entretanto, apesar das altas

remoções de oocistos de Cryptosporidium, os valores residuais de turbidez foram

relativamente elevados (entre 0,7 e 1,0 UT), assim como o número de oocistos de

Cryptosporidium efluentes (0,8 a 7,3 oocistos/L).

Quando foram inoculados oocistos de Cryptosporidium entre 300 e 800 oocistos/L, a

presença de oocistos não foi detectada em grande quantidade de amostras. Quando se pôde

detectar os oocistos de Cryptosporidium, a concentração desses oocistos foi inferior a 0,1

oocistos/L em 70% dos casos. Mais uma vez, não se observou diferenças significativas

entre as remoções de oocistos de Cryptosporidium para filtros com meios distintos. Além

disso, também não se observou diferenças significativas de remoção para diferentes

coagulantes.

Para a FAD e a sedimentação, foram observadas remoções similares de oocistos de

Cryptosporidium. Já Plummer et al. (1995) observaram remoções superiores de oocistos de

Cryptosporidium, quando se utilizou o FAD, ao invés da sedimentação.

Segundo esses pesquisadores, não foram detectados oocistos de Cryptosporidium no

efluente tratado para a taxa de 5 m/h. Além disso, foi observada alta remoção de oocistos

de Cryptosporidium para a taxa de 10 m/h, com concentração efluente de 0,13 oocistos/L.

Sendo assim, com a utilização de taxas de filtração distintas, não ocorreram diferenças

nítidas de remoção de oocistos de Cryptosporidium.

Segundo Hall et al. (1995), no período de amadurecimento do filtro, a turbidez apresentou

valores de 0,6 UT e foram encontrados 0,36 oocistos/L de Cryptosporidium na água tratada

por tratamento convencional. Já no período de operação regular do filtro, foram observados

valores de turbidez entre 0,25 e 0,45 UT e concentração de oocistos de Cryptosporidium de

0,16 oocistos/L.

Dessa forma, para esses pesquisadores, pode ocorrer aumento dos riscos de traspasse de

oocistos no período de amadurecimento do filtro, quando a turbidez tende a ser mais

elevada. Procedimentos lentos de início de funcionamento dos filtros podem ser usados

para minimizar a turbidez na água filtrada e reduzir o risco de traspasse de oocistos.

Swertfeger et al. (1999) estudaram com detalhes os efeitos do meio filtrante, durante o

verão e o inverno, na remoção de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium, ao

utilizar o sulfato férrico como coagulante, em experimentos em escala piloto. Para a

detecção desses protozoários foi utilizado o método 1622 da USEPA. Nesse estudo foram

realizados experimentos em filtro de areia (75 cm), filtro com dupla camanda de antracito e

areia (90 cm de antracito e 30 cm de areia) e filtro profundo com dupla camada de

antracito e areia (150 cm de antracito e 30 cm de areia). A Tabela 3.14 resume as

características dos filtros utilizados e a Tabela 3.15 indica as remoções médias desses

protozoários durante as estações de verão e inverno.

Tabela 3.14 – Resumo das características dos filtros utilizados em escala piloto em Ohio

Swertfeger et al.,1999 (modificado).

Tipo de filtro Tamanho efetivo (mm) Vazão do filtro (L/min)

Areia 0,45 0,84

Dupla camada 0,80 e 0,40 1,67

Dupla camada (profundo) 1,00 e 0,45 1,67

Tabela 3.15 – Remoção média de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium, em

escala piloto, para filtros distintos, no verão e no inverno, no estado de Ohio, USA –

Swertfeger et al.,1999 (modificado).

Remoção média cistos

Giardia

Remoção média oocistos

Cryptosporidium

Tipo de filtro

Verão Inverno Verão Inverno

Areia > 4,4 2,7 2,7 2,8

Dupla camada > 4,5 2,9 2,7 3,2

Dupla camada (profundo) > 4,5 3,0 3,9

3,6

Swertfeger et al. (1999) observaram que as remoções de cistos de Giardia foram maiores

no inverno, quando comparadas com o verão. Entretanto, as médias de remoção do verão

foram similares às do inverno, para os oocistos de Cryptosporidium. Além disso, os

pesquisadores concluíram que todas as configurações de meio avaliadas demonstraram

similar capacidade de remoção, com remoção de cistos de Giardia e oocistos de

Cryptosporidium superiores a 3,0 log e 2,0 log, respectivamente, como preconizado pela

USEPA.

Dugan et al. (2001) também realizaram testes em escala piloto por meio de tratamento

convencional para examinar o impacto do meio filtrante, das taxas de filtração e do tipo de

coagulante na remoção oocistos de Cryptosporidium em altas concentrações na água bruta.

Foram utilizados o sulfato de alumínio, o cloreto férrico e o PAC como coagulantes. Além

disso, foram testadas condições de filtração para meio filtrante de camada única de areia e

dupla camada de antracito e areia. Os filtros foram operados com taxas de filtração de 5 e

10 m/h. O método usado para detectar os oocistos de Cryptosporidium foi o Método 1622

da USEPA.

Assim como Swertfeger et al. (1999), Dugan et al. (2001) observaram que a remoção de

oocistos de Cryptosporidium por filtração não foi significativamente diferente para meios

filtrantes distintos. As remoções também não foram consideradas distintas para diferentes

taxas de filtração e para diferentes coagulantes. Porém, a remoção foi afetada pelas

condições sub-ótimas de coagulação (média de 1,5 log). As condições “ótimas” e

melhoradas de coagulação promoveram o aumento da remoção de oocistos de

Cryptosporidium e turbidez, com valores de remoção superiores a 3,7 log para oocistos de

Cryptosporidium.

Huck et al. (2002b) avaliaram os efeitos do tratamento convencional em escala piloto na

remoção de oocistos de Cryptosporidium. Para isso, foram examinadas amostras de água

proveniente de duas estações de tratamento piloto onde foi utilizada a filtração em dupla

camada de antracito e areia para tratar águas com características diversas.

Foram investigadas condições de operação regular do filtro, amadurecimento, sub-

dosagem de coagulante, não utilização de coagulante e traspasse. Foram inoculados

oocistos de Cryptosporidium inativados na ordem de 10

oocistos/L. A detecção dos

oocistos foi realizada por filtração direta por membrana de poliestileno e análises de

imunofluorescência.

A Tabela 3.16 resume a qualidade da água bruta e os parâmetros operacionais utilizados e

a Tabela 3.17 resume os resultados obtidos ao longo dos experimentos.

Tabela 3.16 – Qualidade da água bruta e parâmetros operacionais utilizados nas estações

piloto de tratamento de água – Huck et al., 2002b (modificado)

Parâmetros Otawa MWDSC

Alcalinidade (mg/L de CaCO

) 19 - 23 107 - 134

pH 7,1 - 7,4 7,7 - 8,4

Temperatura 1 - 24 13 - 25

Carbono oragânico total (mg/L) 5 2,6 - 2,9

Turbidez (UT) 1,0 - 2,7 0,4 - 2,4

Sulfato de alumínio (mg/L) 38 5

Sílica ativada (mg/L) 2 NA

Polímero catiônico (mg/L) NA 1,5

Taxa de filtração (m/h) 6,35 9,8

Antracito (espessura do meio) 47,7 50,8

Areia (espessura do meio) 27,9 20,3

CD Antracito 1,35 < 1,65

CD Areia 1,32 < 1,65

Tabela 3.17 – Remoção média de oocistos de Cryptosporidium – Huck et al., 2002b

(modicado)

Remoção média de oocistos de Cryptosporidium (log)

Otawa MWDSC

Condição regular operação 5,5 3

Coagulação sub-ótima 3,1 0,9

Não coagulação ~0,3 ~0,1

Amadurecimento do filtro 5,1 2,9

Traspasse do filtro ~1,6 2,2

Segundo Huck et al. (2002b), quando o filtro operou em condições regulares, a remoção de

oocistos de Cryptosporidium foi de aproximadamente 5,5 log em uma estação de

tratamento, enquanto em outra foi de aproximadamente 3 log, não sendo possível

identificar os reais motivos entre as diferenças de remoção.

Ao se trabalhar com a não coagulação, os pesquisadores optaram pela pior condição

operacional, com total falha no processo de coagulação e remoções praticamente

inexistentes podem ser observadas na Tabela 3.17. Nas condições sub-ótimas de

coagulação, observou-se, em ambas as localidades, redução de aproximadamente 2 log na

remoção de oocistos de Cryptosporidium, quando se compara com a situação regular de

operação do filtro.

Ao analisar os dados da Tabela 3.17, pode-se constatar que o período de amadurecimento

do filtro gerou remoções de oocistos de Cryptosporidium moderadamente menores para os

experimentos realizados em Otawa, com redução de aproximadamente 0,4 log na remoção,

quando comparadas com as condições regulares de operação. Entretanto, na estação de

MWDSC, as diferenças de remoção foram ainda menores, em torno de 0,1 log.

Observou-se também, que no fim da carreira de filtração ocorreu um decréscimo

substancial na capacidade de remoção dos oocistos de Cryptosporidium. Sendo assim, esse

período pode ser considerado vulnerável para a passagem de oocistos de Cryptosporidium

através do meio filtrante.

Emelko (2003) estudou a remoção de oocistos de Cryptosporidium viáveis e inativados por

filtros de camada dupla de antracito e areia (70 cm de antracito e 30 cm de areia) e meio

filtrante triplo com areia, antracito e granada (65 cm de antracito, 25 cm de areia e 10 cm

de granada), durante o período de amadurecimento, o período de operação regular e

durante falhas no processo de coagulação.

Foram inoculados oo(cistos) de Giardia e de Cryptosporidium na ordem de 10

/L e

utilizou-se o sulfato de alumínio como coagulante. A concentração desses protozoários foi

realizada por filtração por membrana de policarbonato e a enumeração foi realizada por

análise de imunofluescência direta. A turbidez da água afluente aos filtros era em torno de

3,5 UT e foi induzida pela presença de kaolinita. Os resultados obtidos a partir desses

experimentos estão resumidos nas Tabelas 3.18 e 3.19.

Tabela 3.18 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium inativados – Emelko, 2003

(modificado)

Faixa de remoção e (valor médio) expresso em log

Oocistos

inativados

Amadurecimento Operação regular

Falhas de

Coagulação

Meio filtrante duplo 4,0 – 5,1 (4,6) 4,7 – 5,7 (5,3) 0,6 – 1,3 (0,8)

Meio filtrante triplo 4,2 – 5,3 (5,0) 4,9 – 5,8 (5,4) 0,6 – 2,2 (1,1)

Tabela 3.19 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium viáveis – Emelko, 2003

(modificado)

Faixa de remoção e (valor médio) expresso em log

Oocistos viáveis Amadurecimento Operação regular

Falhas de

Coagulação

Meio filtrante duplo

4,0 – 5,4 (4,8) 4,7 – 5,7 (5,1) 0,4 – 1,2 (0,6)

Meio filtrante triplo

4,4 – 5,7 (5,1) 4,6 – 5,8 (5,3) 0,5 – 2,5 (0,8)

Ao discutir a remoção de oocistos de Cryptosporidium, Emelko (2003) destacou que as

estimativas de remoção são freqüentemente limitadas pela concentração dos afluentes. Ao

observar as Tabelas 3.18 e 3.19, pode-se constatar que as remoções médias de oocistos de

Cryptosporidium em condições regulares de operação, variaram entre 5,1 e 5,4 log.

Valores de remoção semelhantes foram obtidos por Huck et al. (2002b), ao estudarem o

comportamento de remoção de oocistos de Cryptosporidium de uma estação piloto em

Otawa.

Pode-se notar também que em condições “ótimas” de coagulação, a remoção de oocistos

de Cryptosporidium durante o período de amadurecimento do filtro não apresentou

diferença substancial da remoção quando comparada com o período de operação regular,

sendo moderadamente menor no período de amadurecimento. Mais uma vez, os resultados

obtidos por Huck et al. (2002b) são semelhantes aos resultados apresentados por Emelko

(2003). Além disso, nos filtros de meio filtrante triplo a remoção de oocistos foi apenas

marginalmente mais alta do que os filtros de camada dupla.

Como era de se esperar, nos momentos em que foram observadas falhas na coagulação, a

remoção de oocistos foi severamente comprometida (utilizando qualquer um dos meios

filtrantes) quando comparadas com as condições “ótimas” de coagulação. Falhas de

coagulação provocaram a diminuição da remoção de C. parvum em mais de 3 log em

relação ao período de operação regular do filtro. Sendo assim, foi constatado que a

remoção do C. parvum pode ser afetada pelas condições de operação do processo. Além

disso, algumas situações de filtração, como a utilização de condições sub-ótimas de

coagulação, favorecem a passagem de patógenos através do meio filtrante.

Ongerth e Percoraro (1995) analisaram a importância de coagulantes químicos no

desempenho da filtração direta sem pré-floculação, para remoção de cistos de Giardia e

oocistos de Cryptosporidium. Foram realizados experimentos em escala piloto com

dosagens “ótimas” de 10 mg/L de sulfato de alumínio e sub-ótimas de 5 mg/L, em meio

filtrante triplo de antracito, areia e granada., para observar se ocorreram variações nas

remoções dos oo(cistos) desses protozoários.

Segundo Ongerth e Percoraro (1995), foi confirmada redução na remoção de oocistos de

Cryptosporidium de 3 para 1,5 log e de e cistos de Giardia de 3 para 1,3 log, quando

utilizou-se subdosagem de coagulante. Para estes pesquisadores, devem ser esperadas altas

concentrações de cistos de Giardia e de oocistos de Cryptosporidium nos efluentes tratados

em condições de coagulação-floculação pobre e também durante os períodos de

amadurecimento e no fim das carreiras de filtração.

Dugan e Williams (2004) realizaram oito experimentos em escala piloto de filtração direta,

sem pré-floculação, para analisar os impactos do tipo de coagulante (cloreto férrico e

sulfato de alumínio), das taxas de filtração (5m/h e 10 m/h) e da temperatura (20 °C e 4,5

°C) na remoção de oocistos de Cryptosporidium. Foram inoculados, na água bruta,

oocistos de Cryptosporidium na ordem de 10

/L. Todos os oocistos foram detectados por

meio da técnica citométrica da fase sódida, usando um dispositivo de varredura a laser. A

Tabela 3.20 resume as remoções de oocistos de Cryptosporidium do estudo.

Tabela 3.20 – Remoções de oocistos de Cryptosporidium – Dugan e Willimas, 2004

(modificado)

Parâmetros avaliados

Remoção média oocistos de

Cryptosporidium (log)

Taxa: 5 m/h; T: 20°C

SA 20 mg/L

> 4,2

Taxa: 5 m/h; T: 20°C

CF 10 mg/L

>4,1

Taxa: 10 m/h; T: 20°C

SA 20 mg/L

1,9

Taxa: 10 m/h; T: 20°C

CF 10 mg/L

>4,1

Taxa: 5 m/h; T: 4,5°C

SA 20 mg/L

2,5

Taxa: 5 m/h; T: 4,5°C

CF 10 mg/L

> 4,2

Taxa: 10 m/h; T: 4,5°C

SA 20 mg/L

1,0

Taxa: 10 m/h; T: 4,5°C

CF 10 mg/L

1,4

Legenda: T = temperatura; AS = sulfato de alumínio; CF = cloreto férrico

De acordo com a Tabela 3.20, pode-se observar que de forma geral, as remoções de

oocistos de Cryptosporidium foram maiores quando se utilizou temperatura de 20°C,

quando comparada com a temperatura de 4,5°C, com exceção para a condição de taxa de 5

m/h e cloreto férrico como coagulante, cujas remoções foram consideradas estatisticamente

iguas, para grau de significância de 95%. Também foram observadas maiores remoções de

oocistos de Cryptosporidium ao utilizar o coagulante cloreto férrico, quando comparadas

com as remoções obtidas ao se utilizar o sulfato de alumínio. Somente na condição de taxa

de filtração de 5 m/h e temperatura de 20°C é que as remoções foram iguais, para

coagulantes distintos.

Quanto à taxa de filtração, conclui-se que ao utilizar taxa de 5 m/h, as remoções de

oocistos de Cryptosporidium foram maiores do que quando se utilizou taxa de 10 m/h. A

única exceção estudada é aquela em que foram testadas condições de temperatura de 20°C

e cloreto férrico. Nessa circustância, as remoções médias dos oocistos de Cryptosporidium

foram consideradas estatisticamente iguais, para taxas de filtração distintas. Sendo assim,

para as condições estudadas, observa-se que a pior situação de remoção de oocistos de

Cryptosporidium é aquela em que foram utilizadas taxa de filtração de 10 m/h (mais

elevada), temperatura de 4,5°C (mais baixa) e sulfato de alumínio como coagulante.

States et al. (2002) também avaliaram a influência do tipo de coagulante e da

temperaturada na remoção de oocistos de Cryptosporidium. Contudo, além de estudar

esses dois parâmetros de interesse, States et al. (2002) analisaram a coagulação melhorada

como fator de influência na remoção desses oocistos de protozoários. A coagulação

melhorada é um termo usado para definir as modificações na condição de coagulação para

obter o aumento da remoção de precursores de sub-produtos da desinfecção no tratamento

convencional. Essas modificações incluem a adoção de valores de pH de coagulação de 5 e

6 durante o processo de coagulação e/ou uso de altas dosagens de coagulantes.

Foram realizados experimentos, em escala piloto de tratamento convencional, com filtro de

dupla camada de antracito e areia, com a utilização de sulfato de alumínio (17 mg/L),

cloreto férrico (18 mg/L) e cloreto de polialumínio (27,5 mg/L) como coagulantes. Para

cada coagulante, foram testadas condições de pH de 5,0, 6,5 e 8,0. Foram realizados

experimentos em temperatura ambiente (média de 21 °C) e em temperaturas mais baixas..

Foram inoculados oocistos de Cryptosporidium na ordem de 2,8 x 10

/L. A detecção dos

oocistos de Cryptosporidium foi realizada pelo método 1623 da USEPA. A Tabela 3.21

resume os resultados de remoção dos oocistos de Cryptosporidium.

Tabela 3.21 – Remoção de oocistos de Cryptosporidium – States et al., 2002 (modificado)

Exp T (°C) pH Coagulante Remoção (log)

1 22 5,0 CF 6,0

2 21 6,5 CF 5,8

3 17 8.0 CF 6,1

4 04 5,0 CF > 6,6

5 03 6,1 CF > 6,6

6 04 8,0 CF >6,6

7 22 7,2 a 9,2 CF 4,8

8 17 5,0 PAC 5,9

9 14 6,5 PAC 5,8

10 17 8,0 PAC 5,9

11 05 5,0 SA 2,3

12 03 5,0 SA 6,0

13 06 5,0 SA > 6,6

14 13 6,5 SA 5,7

15 11 8,0 SA > 6,5

Legenda: CF = Cloreto férrico; PAC = policloreto de alumínio; SA = Sulfato de alumínio; T = Temperatura.

De acordo com States et al. (2002), ao se utilizar o cloreto férrico como coagulante, não

houve diferenças significativas entre as remoções de oocistos de Cryptosporidium,

independente da temperatura e dos valores de pH testados. Sendo assim, para esse

coagulante, o uso de coagulação melhorada, com pH próximo de 5, não diminuiu a

remoção de oocistos de Crypsotosporidium. A única exceção, quando se utilizou o cloreto

férrico, foi o experimento 7. Nesse experimento, os valores de pH não foram mantidos

constantes ao longo da carreira de filtração e de acordo com a Tabela 3.21, a remoção de

oocistos de Cryptosporidium foi de 4,8 log, inferior a média de 6,3 log de remoção

alcançada para o cloreto férrico. Segundo os pesquisadores, a queda da remoção ocorreu

devido à falta de controle do pH e suas possíveis variações.

Assim como quando se utilizou o cloreto férrico, ao se trabalhar com o policloreto de

alumínio como coagulante foram observadas elevadas remoções de oocistos de

Cryptosporidium, para todas as variações de pH e de temperatura testadas. Por outro lado,

ao se trabalhar com o sulfato de alumínio, com valor de pH 5,0, no experimento 11,

obteve-se remoção de oocistos de Cryptosporidium (2,9 log) inferior às remoções

alcançadas com o uso de cloreto férrico e PAC. Foram realizadas repetições para pH 5,0 e

uso de sulfato de alumínio, com o objetivo de verificar possíveis problemas de operação.

Com as repetições e com a realização de experimentos com pH 6,5 e 8,0, observou-se que

mais uma vez, as remoções de oocistos de Cryptosporidium não sofreram variações

significativas com o uso de sulfato de alumínio como coagulante.

Sendo assim, States et al. (2002) concluíram que ocorreu remoção efetiva de oocistos de

Cryptosporidium ao utilizar a coagulação melhorada em todas as condições testadas, com

média de remoção de 5,8 log. Além disso, a utilização de cloreto férrico, cloreto de

polialumínio e sulfato de alumínio resultaram em remoção similar de oocistos de

Cryptosporidium. Esse fato não foi comprovado por Dugan e Willimas (2004), que

observaram tendência de maiores remoções de oocistos de Cryptosporidium quando foi

utilizado o cloreto férrico, quando comparado com o sulfato de alumínio.

Outro ponto comum abordado por Dugan e Willimas (2004) e States et al. (2002), foi a

influência da temperatura na remoção dos oocistos de Crytposporidium. Enquanto os

primeiros observaram tendências de maiores remoções de oocistos de Cryptosporidium

com a utilização do cloreto férrico em temperaturas maiores, States et al. (2002) não

observaram diferenças significativas entre as remoções em experimentos com temperaturas

distintas.

No Brasil, Pereira et al. (2005), avaliaram a remoção de oocistos de Cryptosporidium spp.

por meio de ensaios em escala de bancada de testes de jarros. A água de alimentação

utilizada foi a água proveniente do rio Jucu, manancial que abastece a região da Grande

Vitória. Foram inoculados oocistos de Cryptosporidium na ordem de 10

oocistos/L. A

concentração dos oocistos foi feita pela técnica de carbonato de cálcio e sua detecção foi

realizada pela análise de imunofluorescência pelo kit Merifluor. Foi utilizado como

coagulante o sulfato de alumínio, com dosagens entre 0 e 60 mg/L.

Para o desenvolvimento do estudo, foram recolhidas amostras de água decantada, do

sobrenadante e do lodo em duas situações distintas. A primeira situação foi aquela em que

se utilizou dosagem “ótima” de coagulante de 40 mg/L e pH de 7,6 (região de varredura).

A segunda situação analisada, foi aquela em que se utilizou 9 mg/L de coagulante e pH de

6,3 (fora da região “ótima” para a coagulação). A Tabela 3.22 resume os resultaos obtidos

no estudo.

Tabela 3.22 – Concentração de turbidez e de oocistos de Cryptosporidium em

experimentos em escala de bancada – Pereira et al., 2005 (modificado)

Situação 1 Situação 2

Turbidez

(UT)

Oocistos/L de

Cryptosporidium

Turbidez

(UT)

Oocistos/L de

Cryptosporidium

Água alimentação

17,3 10

Água decantada

1 400 10 264

Sobrenadante

ND 70.000

Lodo

80.000 13.000

Legenda: ND = Não detectado

De acordo com Pereira et al. (2005), na situação 1, onde foi utilizada dosagem “ótima” de

coagulante, ocorreu remoção de aproximadamente 94% de turbidez na água decantada.

Entretanto, quando se utilizou dosagem de coagulante fora da região “ótima”, na situação

2, observou-se remoção de turbidez de aproximadamente 42%. Além disso, a presença de

oocistos de Cryptosporidium no lodo, na situação 1, foi muito maior (aproximadamente

84%) do que a presença de oocistos de Cryptosporidium no lodo, na situação 2. No

entanto, com relação à água decantada, observa-se que a presença de oocistos de

Cryptosporidium é maior na situação 1, o que contradiz as afirmações anteriores. Os

pesquisadores creditaram essas diferenças às limitações do método de detecção utilizado.

Apesar da necessidade da realização de maior número de experimentos, Pereira et al.

(2005), constataram que a utilização de dosagem de coagulante dentro da região “ótima”

proporciona maiores remoções de turbidez e que há uma tendência de maiores remoções de

oocistos de Cryptosporidium na região “ótima” para a coagulação, haja vista que um

grande número de oocistos foi detectado no lodo sedimentado, quando se trabalhou nessas

condições.

Shaw et al. (2000) investigaram o recobrimento da superfície do meio filtrante (de areia)

por óxidos e hidróxidos de ferro e de alumínio em filtração, como meio de promover o

aumento de remoção de oocistos de Cryptosporidium. Os experimentos foram realizados

por filtração ascendente em colunas de 10, 20, 30 e 40 cm de comprimento e 15 mm de

diâmetro. A areia utilizada possuía diâmetro entre 0,6 e 0,7 mm. Para o recobrimento da

areia foram utilizadas soluções de 0,4M AlCl

x 6H

O e de 0,2M FeCl

x 6H

O. Foram

realizados experimentos em paralelo com areia recoberta e areia sem recobrimento, com

taxas de 203,5 m/d, 407 m/d, 610,5 m/d e 814 m/d. A água de alimentação utilizada foi

uma combinação de água deionizada com MgSO

x 7H

O, CaSO

x 2H

O, NaHCO

NaCl, KNO

e oocistos de Cryptosporidium na ordem de 500 a 1000 oocistos/mL, com pH

de 7,0.

Shaw et al. (2000) observaram que o recobrimento das partículas de areia resultou em

maior eficiência de remoção de oocistos de Cryptosporidium, quando comparadas com as

remoções em areia sem recobrimento. Quando se utilizou taxa de filtração de 407 m/d e

coluna de filtração com comprimento de 40 cm, a remoção de oocistos de Cryptosporidium

com areia recoberta foi superior a 90%. Entretanto, quando se utilizou areia sem

recobrimento, essa remoção foi inferior a 80%. Além disso, nessas condições, o

recobrimento das partículas de areia não afetou a duração das carreiras de filtração (420

minutos).

Segundo o estudo, a remoção de oocistos de Cryptosporidium foi maior em todos os

experimentos onde se utilizou areia recoberta, independente do comprimento dos filtros

utilizados. No entanto, quanto maior o comprimento do filtro, maior a remoção de oocistos

de Cryptosporidium. Esse fato também foi comprado com a utilização de taxas de filtração

distintas. Para todas as taxas de filtração testadas, a remoção de oocistos de

Cryptosporidium foi sempre superior quando se utilizou areia recoberta. Entretanto, as

remoções foram menores à medida que ocorreu aumento nas taxas de filtração.

Para Shaw et al. (2000), o aumento da remoção de oocistos de Cryptosporidium foi

atribuído à mudança no potencial zeta da areia, de eletronegativo para eletropositivo,

resultando em uma diminuição da repulsão eletrostática entre a areia e os oocistos

eletronegativos de Cryptosporidium.

Gitis et al. (2002) realizaram experimentos em escala piloto por meio de filtração direta

descendente em camada única de areia, sem pré-floculação, para analisar a influência da

presença de caulim na remoção de oocistos de Cryptosporidium. Foram inoculados

oocistos de Crytposporidium na ordem de 8 x 10

oocistos/L. Para a detecção desses

oocistos foi utilizada técnica de análise da imunofluorescência. A água utilizada para

abastecer o filtro, em alguns experimentos, foi água de torneira desclorada por osmose

reversa adicionada de partículas de caulim, na concentração de 10 mg/L. Foi utilizado

como coagulante o sulfato de alumínio, com dosagem “ótima” de 20 mg/L. Para efeito de

comparação, alguns experimentos de filtração foram realizados sem a adição de

coagulante. Foram realizados experimentos com taxas de filtração de 5 m/h e 10 m/h. A

Tabela 3.23 resume as condições experimentais e os valores dos coeficientes de filtração k

e λ

Tabela 3.23 – Condições experimentais e valores dos coeficientes de filtração k

e λ

0 –

Gistis et al., 2002 (modificado)

Caulim

(mg/L)

Taxa filtração

(m/h)

Coagulante

(mg/L)

-1

)

-1

)

Taxa residual aproximada

oocistos de Cryptosporidium

NA 5 NA 0 0,1 0,6 - 1,0

10 5 NA 2,39 2,95 0,2 - 0,4

NA 10 NA 0,51 0,50 0,7 - 1,2

10 10 NA 2,56 4,15 0,2 - 0,4

NA 5 20 15,54 19,5 0,001 - 0,009

10 5 20 16,91 24,9 0,001 - 0,003

NA 10 20 12,58 24,5 NF

10 10 20 14,58 27,0 NF

Legenda: NA = Não aplicado; NF = Valores não fornecidos.

Os estudos indicaram melhor remoção de oocistos de Cryptosporidium com adição de

caulim. Na ausência de floculação, as partículas de caulim são estruturadas como camadas

com cargas positivas parciais em sua extremidade, formando um bloco de depósito junto

ao meio filtrante. Após o bloco formado, o caulim funciona como “ponte” adesiva

eletrostática entre o meio filtrante de areia e os oocistos de Cryptosporidium, ambos

carregados negativamente.

Quando se adiciona o sulfato de alumínio como coagulante, a presença de caulim ajuda a

criar melhores condições hidrodinâmicas por meio da formação de flocos menores e mais

densos de caulim-alumínio-oocistos de Cryptosporidium. Sendo assim, como se pode

observar na Tabela 3.23, a adição de coagulante é imprenscindível para proporcionar

remoções eficientes de oocistos de Cryptosporidium, porém a presença de caulim tende a

aumentar essas remoções.

A adesão eletrostática dos oocistos de C. parvum nas partículas de caulim fez com que o

caulim agisse como um agente retardador nas colunas de filtração. Esse artifício favoreceu

a redução do período de amadurecimento da filtração e a diminuição de residual de

turbidez e de oocistos de Cryptosporidium no efluente, pela adição de partículas com áreas

superficiais grandes. Esta redução pode ser crucial em países que possuem reservas

limitadas de água.

No entanto, é importante destacar que altas concentrações de caulim podem gerar

colmatação do meio filtrante e diminuição das carreiras de filtração e dosagens baixas

podem não surtir efeito no tratamento por filtração. Segundo Gistis et al. (2002), outros

estudos devem ser realizados de modo a comprovar a eficiência do caulim em estações de

tratamento em escala real.

Ao analisar os dados referentes aos experimentos abordados nessa revisão bibliográfica,

pode-se observar que a remoção média de oocistos de Cryptosporidium por meio de

filtração direta é similar a remoção média por meio de tratamento convencional. Essas

remoções são geralmente superiores a 2,0 log, preconizado pela USEPA. Quando a

tecnologia de flotação por ar dissolvido é empregada em conjunto com a tecnologia de

filtração em dupla camada, a remoção de oocistos de Cryptosporidium pode ser de

aproximadamente 5,0 log. Entretanto, a única tecnologia capaz de garantir total remoção

de Cryptosporidium é aquela que utiliza membranas no tratamento de águas para

abastecimento.

A maioria dos pesquisadores estudados atesta que diferentes meios filtrantes não geram

diferenças significativas nas remoções de oocistos de Cryptosporidium. Além disso, pode-

se observar que oocistos de Cryptosporidium são mais difíceis de serem removidos do que

os cistos de Giardia. Quanto à taxa de filtração, não houve consenso entre os

pesquisadores. Enquanto alguns atestaram que taxas distintas podem gerar remoções

distintas de organismos patogênicos, outros chegaram à conclusão oposta.

De acordo com os trabalhos avaliados, números reduzidos de oocistos de Cryptosporidium

já são suficientes para causar infecções. Sendo assim, deve-se continuar investindo em

estudos a respeito de tecnologias de filtração para a remoção de oocistos de

Crypstosporidium, principalmente aquelas consideradas alternativas ao tratamento

convencional. A filtração direta deve ser avaliada de forma cuidadosa, a fim de chegar a

conclusões precisas e seguras quanto à utilização dessa tecnologia para tratar águas

destinadas ao consumo humano.

3.4 – ASSOCIAÇÃO ENTRE INDICADORES E OOCISTOS DE Cryptosporidium

Métodos atualmente utilizados para a detecção e quantificação de cistos de Giardia e

oocistos de Cryptosporidium em corpos de água e águas de abastecimento apresentam

limitações analíticas, consomem tempo e são caros quando comparados com métodos

usados para medir outros parâmetros de qualidade da água. Se uma forte associação for

estabelecida entre concentrações de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium e um

ou mais parâmetros de qualidade da água, então as concentrações de parasitas podem ser

estimadas com confiabilidade pelas medidas dos parâmetros correlacionados (Atherholt et

al., 1998).

A confiabilidade deve ser observada no momento da escolha de parâmetros substitutos

para a avaliação da remoção de Cryptosporidium. Segundo Bastos et al. (2000), para que

um organismo seja considerado indicador de eficiência, é necessário que esse organismo

seja mais resistente ao processo de tratamento que os patógenos e que o mecanismo de

remoção de ambos seja igual.

A turbidez, contagem de partículas e as bactérias do grupo coliforme são parâmetros

frequentemente usados na avaliação da performance dos filtros. Pelo fato das medidas

destes parâmetros serem simples e/ou baratas e usadas no dia-a-dia das operações das

estações de tratamento de água, são, geralmente, consideradas medidas substitutas para

indicar a presença e a remoção de organismos patogênicos como a Giardia e o

Cryptosporidium (Swertfeger et al., 1999). Alguns substitutos como as esferas de

poliestireno e algas têm sido sugeridas por diferentes pesquisadores (LeChevallier e

Norton, 1992, Li et al., 1997 e Akiba et al., 2002).

Entretanto, segundo Bastos et al. (2000), as bactérias do grupo coliforme, indicadores mais

comuns para caracterizar a qualidade microbiológica da água, só se prestam como

indicadores confiáveis da remoção de bactérias patogências, não sendo considerados bons

indicadores da presença de cistos e oocistos de protozoários, porque de forma geral, as

bactérias são destruídas por desinfecção, enquanto os protozoários são removidos pela

filtração. Além disso, enquanto as bactérias não são resistentes aos agentes desinfetantes,

os protozoários são praticamente imunes.

Considerando as concentrações usualmente encontradas nos mananciais de cistos de

Giardia e de oocistos de Cryptosporidium, os Estados Unidos têm sugerido como risco

aceitável 10

-4

(USEPA, 1998),

ou seja, 1 infecção em cada 10.000 pessoas, por ano. Dessa

forma, a concentração de Giardia e de Cryptosporidium em água tratada, não pode exceder

-2

cistos/10L e 6 x 10

-4

oocistos/10L, respectivamente (Rose et al., 1991). Sendo assim,

para a realidade americana, a USEPA (1998) remomenda a remoção de 99% (2 log) de

oocistos de Cryptosporidium e a remoção de 99,9% (3 log) de cistos de Giardia, assim

como a manutenção de turbidez na água filtrada inferior a 0,3 UT, em 95% do tempo.

Xagorataki et al. (2004) avaliaram a remoção de organismos patogênicos emergentes

(oocistos de Cryptosporidium parvum, esporos de Encephalitozoon intestinalis, E. coli e

Aeromonas hydrophila) e a remoção de indicadores desses patógenos (turbidez e

Bacteriofagos MS2) por meio de tratamento convencional, em escala piloto. O trabalho

tinha como objetivo verificar a pertinência da recomendação da USEPA (1998) de reduzir

a turbidez nos efluentes de filtros de 0,5 UT para 0,3 UT.

Segundo os resultados do estudo, em todas as situações avaliadas, a melhor remoção de

organismos patogênicos e aumentos significativos na qualidade microbiológica do efluente

ocorreu quando a turbidez do efluente filtrado foi inferior a 0,2 UT. Para esses

pesquisadores, quando os valores de turbidez se mantiveram entre 0,3 e 0,5 UT, não

ocorreram diferenças significativas entre as remoções de oocistos de Cryptosporidium.

Sendo assim, Xagorataki et al. (2004) sugerem que a redução de 0,5 UT para 0,3 UT,

como preconizado pela USEPA, pode não significar aumento na confiabilidade do controle

de patógenos.

Os resultados obtidos sugeriram também que a otimização das estações de tratamento de

água para elevada remoção de turbidez e de matéria orgânica natural (MON) tende a gerar

aumento na remoção de patógenos. Dessa forma, segundo esses pesquisadores, ao ocorrer

otimização do processo de coagulação para reduzir a turbidez e principalmente a MON,

pode-se aumentar a remoção de patógenos emergentes.

Na Inglaterra e País de Gales, mediante a regulação do The Drinking Water Inspectorate

(1999), o número máximo permitido para oocistos de Cryptosporidium em água tratada é

de 1 oocisto/10L, o que corresponde a um risco anual de infecção de 10

-1

, mais tolerante do

que o risco assumido nos Estados Unidos.

No Brasil, há escassez de dados sobre ocorrência de cistos de Giardia e oocistos de

Cryptoporidium em águas brutas e tratadas. Embora a presença desses protozoários em

águas para consumo gere um importante problema de saúde pública, ainda não se

conhecem os riscos potenciais. Sendo assim, a Portaria MS 518 do Ministério da Saúde,

em seu artigo 11 recomenda que no controle microbiológico da água para consumo

humano devem ser incluídas pesquisas de enterovírus, cistos de Giardia spp. e ooscistos de

Cryptosporidium sp., dentre outros, com o objetivo de atingir, como meta, um padrão de

ausência desses microorganismos. O artigo 12 da mesma portaria observa que “com vistas

a assegurar a adequada eficiência de remoção de enterovírus, cistos de Giarida spp. e

oocistos de Cryptosporidium sp., recomenda-se, enfaticamente, que, para a filtração rápida

(no tratamento completo ou na filtração direta), se estabeleça como meta a obtenção de

efluente filtrado com valores de turbidez inferiores a 0,5 UT em 95% dos dados mensais e

nunca superiores a 5,0 UT (Brasil, 2004).

Entretanto, de acordo com os comentários sobre a Portaria MS 518/2004 (Brasil, 2005),

embora as evidências indiquem a adoção de um padrão mais rigoroso de turbidez de água

filtrada (turbidez inferior a 0,3 UT), argumentos de ordem prático-econômica sustentam a

manutenção dos padrões sitados anteriormente.

Devido a necessidade de monitorar de forma rápida, precisa, confiável e barata as estações

de tratamento de água, estudos foram realizados ao longo dos anos com o objetivo de

apontar indicadores confiáveis de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium. Esses

estudos são relatados a seguir.

LeChevallier et al. (1991) estudaram o comportamento da remoção de cistos de Giardia,

oocistos de Cryptosporidium, turbidez e partículas em 66 estações de tratamento de águas

superficiais nos Estados Unidos e no Canadá. Foram coletadas 82 amostras de água

filtrada, sendo 14 provenientes da filtração rápida por camada de areia, 12 provenientes da

filtração em dupla camada, 23 provenientes da filtração em múltiplos meios e 33

provenientes da filtração em GAC.

Segundo LeChevallier et al. (1991), o valor médio de turbidez para efluentes filtrados, mas

que apresentaram a presença de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium, foi de

0,19 UT. Cistos de Giardia foram encontradas em 17,4% da amostras de água filtrada, com

média geométrica de 4,45 cistos/L, enquanto oocistos de Cryptosporidium foram

encontrados em 26,8% das amostras com média geométrica de 1,52 oocistos/L.

Esses pesquisadores não encontraram correlação quando compararam as remoções de

cistos de Giardia com as remoções de turbidez. Entretanto houve correlação positiva entre

as remoções de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia, porém pouco

significativa, com coeficiente de correlação de 0,412. Quando as estações de tratamento

foram analisadas individualmente, houve aumento das correlações entre essas remoções.

Na mesma pesquisa, LeChevallier et al. (1991) encontraram correlação estatística

significativa entre a remoção de partículas entre 5 e 15 µm e remoção de cistos de Giardia

spp. e oocistos de Cryptosporidium spp., com coeficiente de correlação de 0,82 e 0,83,

respectivamente. As boas correlações encontradas pelos pesquisadores podem estar

relacionadas ao fato da escolha da faixa do tamanho de partículas, que em grande parte

contempla a faixa de tamanho dos oocistos de Cryptosporidium (2 a 6 µm) e dos cistos de

Giardia (8 a 14 µm).

Já LeChevallier e Norton (1992) examinaram as concentrações de partículas, turbidez,

cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium em amostras de águas brutas e filtradas

nos Estados Unidos e no Canadá.

Esses pesquisadores constataram que correlações significativas foram observadas entre as

remoções de partículas (maiores do que 5 µm) e as remoções de cistos de Giardia (R

0,879) e as remoções de partículas e as remoções de oocistos de Cryptosporidium (R

0,830). Também foram observadas correlações significativas entre as remoções de turbidez

e as remoções de cistos de Giardia e as remoções de turbidez e as remoções de oocistos de

Cryptosporidium. Os dados indicaram que para 1 log de redução na contagem de

partículas, 0,66 log de remoção era alcançada para cistos de Giardia e oocistos de

Cryptosporidium. Os dados de turbidez indicaram que para 1 log de remoção de turbidez,

0,89 log de remoção era alcançada para esses parasitas.

Os experimentos realizados por esses pesquisadores indicaram que a contagem de

partículas é sensível a pequenas mudanças na operação das estações de tratamento, dessa

forma, os níveis de contagem de partículas e de tubidez podem ser proveitosos indicadores

da eficiência dos tratamentos na remoção dos oocistos de Cryptosporidium e cistos de

Giardia, quando utilizados em um tratamento isolado, podendo indicar quando os filtros

não estão trabalhando corretamente. No entanto, essa relação provavelmente não se

mantém para todas as estações de tratamento.

Nieminski e Ongerth (1995) estudaram as remoções de cistos de Giardia e oocistos de

Cryptosporidium em estações de tratamento convencional e de filtração direta, em escala

piloto e escala real.

Esses pesquisadores observaram que a remoção de partículas com tamanho variando entre

4 a 7 µm apresentou correlação significativa com a remoção de oocistos de

Cryptosporidium (R

= 0,82, para p< 0,1). Similarmente, a remoção de partículas com

tamanho entre 7 e 11 µm, foi significativamente correlacionada com a remoção de cistos

de Giardia (R

= 0,79, para p< 0,1). Menores correlações foram observadas entre a

remoção de oocistos de Cryptosporidium e a turbidez e cistos de Giardia e turbidez, com

= 0,64, para p< 0,1 e R

= 0,55, para p< 0,1, respectivamente. Entretanto, não foram

observadas correlações significativas entre as remoções dos oo(cistos) desses protozoários

e bactérias heterotróficas.

Sendo assim, Nieminski e Ongerth (1995) concluíram que a remoção de turbidez pode ser

usada como indicador de menor precisão na remoção de cistos de Giardia e oocistos de

Cryptosporidium. Entretanto, assim como LeChevallier et al. (1991), esses pesquisadores

observaram que a remoção de partículas do tamanho dos cistos de Giardia e dos oocistos

de Cryptosporidium pode ser usada como indicador confiável para a remoção desses

oo(cistos).

Por fim, Nieminski e Ongerth (1995) constataram que eficiências de remoção consistentes

para cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium foram atingidas quando as estações

de tratamento produziram água de baixa turbidez (0,1 a 0,2 UT). Esse fato também foi

comprovado por Xagorataki et al. (2004).

Plumer et al. (1995), realizaram experimentos em escala de bancada para comparar a

remoção de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia por processo de sedimentação

e de flotação, com a utilização de cloreto férrico como coagulante. Segundo esses

pesquisadores, a flotação foi mais eficiente do que a sedimentação na remoção de

oo(cistos) desses protozoários. Além disso, foi observada correlação entre a remoção de

turbidez e a remoção de oocistos de Cryptosporidium, com R

= 0,53, o que demonstra que

53% da remoção de oocistos de Cryptosporidium podem ser indicados pela remoção de

turbidez.

Li et al. (1997) avaliaram a confiabilidade do emprego de indicadores na remoção de

oocistos de Cryptosporidium, em Cincinati, Ohio. Os experimentos foram realizados por

filtração em escala real. Foram inoculados em média 3 x 10

oocistos/L de

Cryptosporidium e 5,5 x 10

microesferas de polistireno4 a 6 µm .

De acordo com esses pesquisadores, ocorreu correlação significativa entre as remoções de

oocistos de Cryptosporidium e a remoção de microesferas de polistireno de 4 a 6 µm (R

0,98). Segundo Li et al. (1997), esse fato pode ser explicado porque as microesferas têm

dimensões semelhantes às dimensões dos oocistos de Cryptosporidium e dessa forma, suas

remoções se comportaram de maneira similar. Correlações significativas também foram

observadas entre as remoções de turbidez (R

= 0,969) e contagem de partículas entre 1 e

25 µm (R

= 0,979). Entretanto, além dessas corelações serem um pouco menos

significativas, o comportamento das remoções de turbidez e de partículas entre 1 e 25 µm

foi distinto do comportamento das remoções de oocistos de Cryptosporidium.

Sendo assim, Li et al. (1997) observaram que as microesferas de polistireno de 4 a 6 µm

podem ser consideradas bons substitutos para avaliar as remoções de oocistos de

Cryptosporidium em filtração física, sem adição de coagualntes químicos. Contudo, a

turbidez e a contagem de partículas entre 1 e 25 µm, quando utilizadas, poderão sofrer

limitações impostas pelas variações naturais na fonte de água e mudanças sazonais.

Nos estudos realizados por Swertfeger et al. (1999) para determinar o efeito dos meios

filtrantes na remoção de cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium, constatou-se que

a remoção de partículas (estimada pela contagem de partículas) e a remoção de turbidez foi

muito menor que a remoção dos protozoários, como mostrado nas Tabelas 3.24 e 3.25.

Estes dados sugerem que o uso da remoção de turbidez e a utilização de contagem de

partículas podem subestimar a eficiência dos processos de tratamento de água, como foi

demonstrado em estudo piloto realizado. Comparações confiáveis entre a remoção de

parasitas e a remoção de parâmetros substitutos estão provavelmente ligadas a locais

específicos e condições locais.

Tabela 3.24 – Remoção média de oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia

Swertfeger et al., 1999 (modificado)

Tipo do filtro

Remoção média cistos

Giardia (log)

Remoção média oocistos

Cryptosporidium (log)

Verão Inverno Verão Inverno

Camada única > 4,4 2,7 2,7 2,8

Dupla camada > 4,5 2,9 2,7 3,2

Dupla camada (profundo) > 4,5 3 3,9

3,6

Tabela 3.25 – Remoção média de turbidez e de partículas totais – Swertfeger et al., 1999

(modificado)

Tipo do filtro

Remoção média de

turbidez (log)

Remoção média partículas

totais (> 2µm)

Verão Inverno Verão Inverno

Camada única 1,45 1,11 1,47 1,16

Dupla camada 1,45 1,08 1,83 0,72

Dupla camada (profundo) 1,5

1,03

1,51

0,99

No Brasil, Vieira et al. (2000) avaliaram a associação entre ocorrência de indicadores

bacteriológicos (E.coli, coliformes totais, Clostrídios sulfito redutores e Enterococcus spp.)

e a turbidez e os oocistos de Cryptosporidium e cistos de Giardia nos esgotos sanitários da

bacia de Ribeirão Arrudas, Belo Horizonte, MG. As concentrações dos oo(cistos) de

protozoários foram realizados por duas técnicas distintas: centrifugação e floculação, e a

identificação foi realizada pela técnica de imunofluorescência utilizando-se o kit Merifluor

C/G.

Esses pesquisadores observaram similaridade entre a presença de oocistos de

Cryptosporidum e de cistos de Giardia, com R

= 0,4132 para a técnica de floculação e R

= 0,5212 para a técnica de centrifugação. Entretanto, não se observou associação entre a

ocorrência dos indicadores bacteriológicos pesquisados e os (oo)cistos de Cryptosporidium

e Giardia e entre a turbidez e os (oo)cistos desses protozoários. Esses resultados atestam

que os indicadores bacterianos não podem ser utilizados como indicadores de presença de

protozoários, provavelmente pelo fato de possuírem características físico-morfológicas

distintas, o que também foi relatado por Bastos et. al (2000).

Hashimoto et al. (2001), monitoraram as remoções de oocistos de Cryptosporidium, cistos

de Giardia e turbidez em uma estação de tratamento convencional de água em Kanagawa

no Japão, com a utilização de sulfato de alumínio como coagulante.

Esses pesquisadores observaram remoção média de 3,07 log de turbidez (com faixa de

variação de 2,54 log a 3,60 log). Foram observadas também remoções semelhantes para os

oocistos de Cryptosporidium e os cistos de Giardia, com valores de remoção média de

2,54 log e 2,53 log, respectivamente (com faixa de variação de 2,00 log a 3,18 log para

oocistos de Cryptosporidium e 1,74 log a 3,06 log para cistos de Giardia). Como se pode

observar, a remoção de turbidez foi um pouco maior do que a remoção de cistos de

Giardia e oocistos de Cryptosporidium, com aproximadamente 0,5 log de diferença.

Entretanto, não foi encontrada significativa correlação estatística entre a remoção da

turbidez e a remoção de oocistos de Cryptosporidium, com R

= 0,247. Além disso, não foi

possível realizar comparações entre as remoções de cistos de Giardia e a remoção de

turbidez devido ao número insuficiente de dados avaliados para cistos de Giardia.

Edzwald et al. (2001) realizaram experimentos em escala piloto utilizando a coagulação

com sulfato de alumínio, clarificação por FAD e filtração em dupla camada, para avaliar as

remoções de oocistos de Cryptosporidium, turbidez e partículas em diferentes estações do

ano. Os resultados desse estudo estão resumidos na Tabela 3.26.

Tabela 3.26 – Residual de turbidez, de partículas e remoção de oocistos de

Cryptosporidium – Edzwald et al., 2001 (modificado)

Efluente Turbidez (UT)

Partículas/mL

(2 a 15 µm)

Remoção oocistos

Cryptosporidium

Inverno Primavera Inverno Primavera Inverno Primavera

FAD

0,71 - 0,75 0,49 - 0,76 490 - 540 160 - 570 1,7 2,5

Filtro

0,03 - 0,05 0,03 - 0,05 65 - 120 10 - 20 > 5,4 > 5,5

Legenda: FAD = flotação por ar dissolvido

Apesar de não terem sido feitas comparações diretas ou estudos de correlações entre as

remoções da turbidez, as remoções da contagem de partículas e as remoções de oocistos de

Cryptsoporidium, Edzwald et al. (2001) acreditam que um bom tratamento de água que

produza baixos níveis de turbidez e de partículas, condiciona boas remoções de oocistos de

Cryptosporidium, como pode ser observado na Tabela 3.22.

States et al. (2002) analisaram a utilização da coagulação melhorada na remoção de

oocistos de Cryptosporidium, turbidez e partículas, por meio de tratamento convencional

em escala piloto. Foram realizados experimentos em temperatura ambiente (maior do que

15 °C) e em temperaturas mais baixas (média de 4 °C). Além disso, foram utilizados o

PAC (27,5 mg/L), o sulfato de alumínio (17 mg/L) e o cloreto férrico (18 mg/L) como

coagulantes, sendo testados pH de 5,0, 6,5 e 8,0.

Segundo States et al. (2002), os níveis de turbidez da água tratada foram considerados

uniformemente baixos, com valores menores do que 0,11 UT para todas as condições

testadas. Esse fato sugere que o tratamento convencional foi eficiente na remoção de

turbidez. Entretando, ao se utilizar 17 mg/L de sulfato de alumínio como coagulante, para

valores de pH 5,0 e temperatura de 5 °C, observou-se menor remoção de oocistos de

Cryptosporidium (2,3 log) quando comparados com as outras situações avaliadas. Porém,

mesmo para essas condições, a turbidez do efluente se manteve baixa, com valores de

0,062 UT, inclusive inferior a valores obtidos em outras condições. Sendo assim, esses

pesquisadores acreditam que a turbidez nem sempre pode ser considerada como um

substituto confiável para a remoção de oocistos de Cryptosporidium.

Com relação a contagem de partículas, os estudos realizados por States et al. (2002)

sugeriram que as menores contagens de partículas no efluente filtrado (≤ 60 partículas/mL)

tenderam a ocorrer em temperaturas mais baixas (< 15 °C) e que as maiores contagens (≥

60 partículas/mL) tenderam a ocorrer em condições de temperatura ambiente. Esse fato foi

justificado pela presença de maior número de algas no manancial superficial de

alimentação dos filtros, nos períodos mais quentes, sendo mais difíceis de serem removidas

pelo tratamento convencional e podendo passar através do meio filtrante, sendo contados

como partículas.

Similarmente ao que ocorreu com a turbidez, baixas contagens de partículas no efluente

tratado (2 partículas/mL, para partículas entre 4 e 6 µm e entre 6 e 18 µm) foram obtidas

no experimento em que as remoções de oocistos de Cryptosporidium foram menores (2,3

log). Então, nas condições estudadas, a contagem de partículas também não pode ser

considerada freqüentemente como um bom indicador da eficiência da remoção de oocistos

de Cryptosporidium, porque em alguns casos, as células das algas, que são registradas na

contagem de partículas podem passar através da barreira do tratamento convencional,

enquanto os oocistos podem estar sendo removidos.

Huck et al. (2002a) avaliaram a relação entre as remoções de turbidez e de partículas e a

remoção de oocistos de Cryptosporidium por meio de tratamento convencional em escala

piloto com filtros de dupla camanda. Na realização dos experimentos foi utilizado o sulfato

de alumínio como coagulante e foram inoculados oocistos de Cryptosporidium na ordem

de 10

oocistos/L. Foram avaliadas condições distintas de operação: amadurecimento,

operação regular do filtro e traspasse, bem como os efeitos da utilização de coagulação

com dosagens “ótimas” e sub-ótimas.

Dos resultados desse estudo observa-se que durante a operação regular do filtro, a remoção

média de oocistos de Cryptosporidium para as três localidades estudadas (5,5 log, 3,0 log e

4,1 log) foi superior à remoção média de partículas (3,6 log, 2,5 log e 1,6 log). Além disso,

a relação entre esses dois parâmetros não foi uma relação quantitativa. Sendo assim, a

contagem de partículas não deve ser considerada como indicador quantitativo para a

remoção de oocistos de Crypstosporidium, sob suspeita de induzir a valores conservativos,

nessa etapa do processo. Similarmente, em todos os estudos realizados na condição regular

de operação de filtro, as médias da turbidez efluente sempre foram menores do que 0,1 UT,

mesmo em situações em que as remoções de oocistos de Cryptosporidium foram menores

(3,0 log). Então, a turbidez também não pode ser considerada como indicator quantitativo

de oocistos de Cryptosporidium, nessas condições.

No período de amadurecimento do filtro, o decréscimo médio de remoção de oocistos de

Cryptosporidium (< 0,4 log e 0,1 log) foi menor do que o decréscimo médio de remoção

das partículas (0,7 log e 0,3 log), nas duas estações estudadas, quando comparados com a

operação regular do filtro. Por outro lado, no final da carreira de filtração (traspasse),

ocorreu situação inversa da anterior. Foram observados maiores decréscimos médios de

remoção de oocistos de Cryptosporidium (5,5 log e 0,6 log), quando comparados com os

decréscimos observados na remoção de partículas (0,7 log e 0, 2log). Então, pequenos

aumentos na contagem de partículas durante esse período podem ser importantes.

Quando foi utilizada a coagulação sub-ótima, houve uma substancial deterioração na

remoção de oocistos de Cryptosporidium e uma similar redução média da remoção de

partículas de aproximadamente 2 log. Entretanto, quando todas as condições de coagulação

foram consideradas, a remoção de oocistos de Cryptosporidium foi altamente

correlacionada com a remoção de partículas em uma dada estação de tratamento, com R

0,87. No entanto, em outra estação, essa correlação foi menor, com valores de R

= 0,60.

Sendo assim, como aumentos na turbidez sob condições não-ótimas de coagulação foram

menos correlacionados com a deterioração da remoção de oocistos de Cryptosporidium, a

contagem de partículas pode ser uma ferramenta mais promissora para monitorar, em

escala real, possíveis deteriorações na capacidade de remoção de oocistos de

Cryptosporidium.

Kim et al. (2002) avaliaram a utilização de Scenedesmus quadricauda (tipo de alga verde)

como parâmetro substituto para a remoção de oocistos de Cryptosporidium. Para tal, foram

introduzidas diferentes concentrações iniciais de algas e de C. parvum no afluente de uma

instalação piloto de filtração direta em areia. O estudo concluiu que as concentrações de S.

quadricauda e de oocistos de C. parvum dependem da concentração dos afluentes,

enquanto as eficiências de remoção parecem ser independentes, com variação de 2,1 log a

2,6 log. Também, foi relatado pelos autores que o comportamento e a eficiência de

remoção do S. quadricauda foi muito similar à dos oocistos de Cryptosporidium com alta

correlação (R

= 0,95). Os resultados sugerem que o uso de Scenedesmus quadricauda

pode ser confiável e aceitável para estimar a eficiência de remoção de oocistos de C.

parvum nos processos convencionais de tratamento de água.

Akiba et al. (2002) também analisaram o comportamento da remoção de algas (cianofitas,

clorofitas e diatomáceas) e de oocistos de Cryptosporidium em estações de tratamento

convencional. Além disso, esses pesquisadores realizaram experimentos em teste de jarros

e em escala piloto de filtração direta para avaliar as remoções de oocistos de

Cryptosporidium e de algas (Microcystis viridis, Microcystis aeruginosas e Selenastrum

capricornutum).

Akiba et al. (2002) observaram que a remoção média de algas por tratamento convencional

em escala real (2,88 log) foi similar a remoção média de oocistos de Cryptosporidium

(2,25 log). Além disso, a faixa de remoção das algas clorofitas foi a mais próxima da faixa

de remoção dos oocistos de Cryptosporidium. Com relação aos experimentos realizados

em testes de jarros, pequenas diferenças de remoção foram observadas entre as algas e os

oocistos de Cryptosporidium. As remoções de algas variaram entre 1,15 log para M.

aeroginosa a 2,05 log para M. viridis. Entretanto, a remoção de S. capricornutum (1,51

log) foi a mais próxima da remoção de oocistos de Cryptosporidium (1,49 log). Mais uma

vez, ao observar as remoções por filtração direta, constatou-se que as características de

coagulação e de filtração para os oocistos de Cryptosporidium foram similares às

características para a S. capricornutum.

Dessa forma, assim como Huck et al. (2002a) e Kim et al. (2002) esses pesquisadores

concluíram que, embora o monitoramento e o controle de turbidez em estações de

tratamento de água seja um parâmetro constantemente usado como indicador de oocistos

de Cryptosporidium, o monitoramento da contagem de partículas pode ser uma ferramenta

importante para indicar a qualidade dos processos de tratamento de água. Além disso, as

algas e principalmentre a S. capricornutum foram consideradas como substitutos

apropriados para a remoção de oocistos desses protozoários.

Hsu e Yeh (2003) observaram a partir de experimentos em estações piloto em Taiwan, uma

grande correlação entre a turbidez presente na água e a presença de oocistos de

Cryptosporidium. Resultados similares também foram encontrados entre partículas de

tamanhos entre 3-5 µm, 5-8 µm e 8-10 µm e oocistos de Cryptosporidium. Porém, os cistos

de Giardia não foram correlacionados com os três tamanhos de partículas e nem com a

turbidez. Dessa forma, esses pesquisadores concluíram que partículas com tamanhos

similares aos oocistos de Cryptosporidium, assim como a turbidez, podem ser usadas para

indicar a presença de oocistos de Cryptosporidium na água, o que já havia sido relado por

LeChevallier et al. (1991) e outros.

No Brasil, Berino e De Luca (2003) verificaram a ocorrência de oocistos de

Cryptosporidium sp., cistos de Giardia sp., turbidez e coliformes totais, entre outros, em

águas brutas dos formadores do lago Guaíba, de modo a observar se houve correlações

significativas entre os (oo)cistos desses protozoários e os parâmetros ambientais

monitorados. Os oocistos de Cryptosporidium e os cistos de Giardia foram detectados por

meio do método 1623 da USEPA, com algums variações. A Tabela 3.27 indica os valores

de correlação de Pearson encontrados.

Tabela 3.27 – Coeficientes de correlação de Pearson Berino e De Luca, 2003 (modificado)

Coeficientes de Correlação

Turbidez

Coliformes

Fecais

oocistos

Cryptosporidium

cistos de

Giardia

oocistos

Cryptosporidium

0,235 0,518 1 0,174

cistos de Giardia

0,358 0,433 0,174 1

Berino e De Luca (2003) observaram que não ocorreram correlaçõs significativas entre os

cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium presentes nas águas superficiais avaliadas.

Esses pesquisadores constataram também que não ocorreram correlações significativas

entre os (oo)cistos desses protozoários e a turbidez. Correlações pobres, mas superiores às

anteriores foram verificadas entre os cistos de Giardia e oocistos de Cryptosporidium e os

coliformes fecais. Sendo assim, a turbidez e os coliformes fecais não podem ser

considerados bons indicadores da presença de cistos de Giardia sp. e oocistos de

Cryptosporidium sp.

Também no Brasil, Ladeia (2004) analisou a presença de cistos de Giardia, oocistos de

Cryptosporidium, turbidez e indicadores bacteriológicos de qualidade da água (coliformes

totais, E. coli, esporos de bactérias anaeróbias e Clostridium perfrigens, esporos de

bactérias aeróbias e Bacillus subtillis) em mananciais de Montes Claros, MG.

De acordo com os estudos desenvolvidos por Ladeia (2004), foram encontradas boas

correlações entre os oocistos de Cryptosporidium e os esporos aeróbios (r = 0,630), o C.

perfringens (r = 0,542) e a turbidez (r = 0,54) na água bruta. Não foi possível verificar

correlações na água filtrada, já que não foi possível detectar a presença de oocistos de

Cryptosporidium nos efluentes tratados. Dessa forma, essa pesquisadora recomenda

estudos mais aprofundados entre esses parâmetros, de modo a confirmar se os esporos

aeróbios, o C perfringes e a turbidez podem ser considerados indicadores de oocistos de

Cryptosporidium.

Devido a carência de trabalhos no Brasil para avaliar possíveis indicadores de oocistos de

Cryptosporidium e cistos de Giardia e a dificuladade de obtenção de indicadores seguros e

confiáveis, há a necessidade de realização de trabalhos consistentes para obtenção de

indicadores apropriados para a remoção desses protozoários patogênicos.

Entretanto, é importante destacar que para condições operacionais apropriadas,

principalmente no que se refere ao processo de coagulação empregado, a otimização de

estações de tratamento de água para os parâmetros de turbidez e matéria orgânica natural,

assim como para partículas, tem gerado níveis eficientes de tratamento para a remoção de

oocistos de Cryptosporidium. E, sendo a turbidez um parâmetro de qualidade da água

frequentemente medido em estações de tratamento devido a fácil detecção e ao baixo custo

de análise, há a possibilidade de se considerá-lo como substituto na remoção de oocistos de

Cyrptosporidium.

4 – METODOLOGIA

O presente trabalho foi desenvolvido no Laboratório de Análise de Águas (LAA) do

Departamento de Engenharia Civil e Ambiental da Universidade de Brasília durante o

período de agosto de 2005 à julho de 2006. Para atingir os objetivos propostos, foram

realizados experimentos em escala de bancada e em instalação piloto. A etapa efetuada em

escala de bancada, consistiu em ensaios de coagulação que forneceram subsídios para a

etapa seguinte, que englobou a realização de experimentos de filtração direta descendente

em escala piloto. Precedendo essas etapas foi concebida e montada a instalação piloto,

além de ter sido realizada a adaptação de teste de jarrros para a filtração direta.

4.1. – ÁGUA DE ESTUDO

A água de estudo é definida como a água a ser utilizada nos experimentos em escala de

bancada e em escala piloto. Devido à segurança e facilidade de obtenção, nas primeiras

fases dos trabalhos em bancada e primeiros experimentos de filtração direta foi utilizada

água proveniente do lago Paranoá, Brasília/DF. Em fases posteriores, foi empregada água

proveniente de outro manancial superficial, com a finalidade de trabalhar com baixas

concentrações de clorofila-a. Dessa forma, optou-se por utilizar água proveniente do

córrego do Torto, Brasília/DF.

Toda a água utilizada para fins de experimentos em instalação piloto foi inoculada com

oocistos de Cryptosporidium sp. na ordem de 10

a 10

oocistos/L. Desse modo, a água de

estudo utilizada na primeira etapa dos trabalhos foi a água captada no lago Paranoá,

inoculada com oocistos de Cryptosporidium. Já a água utilizada em fases posteriores foi a

água proveniente do córrego do Torto e inoculada com oocistos de Cryptosporidium.

Os oocistos de Cryptosporidium utilizados para produzir a água de estudo foram

adquiridos do Laboratório de Parasitologia da Faculdade de Medicina do Triângulo

Mineiro (FMTM), na concentração da ordem de 10

oocistos por mL. Os oocistos foram

obtidos a partir de fezes de cabritos recém-nascidos contaminados propositalmente com

oocistos viáveis de organismos, de modo que, a sua eliminação em fezes iniciava-se, em

média, no terceiro ou quarto dia após a inoculação.

Entretanto, para o desenvolvimento dos ensaios em escala de bancada, não foram

inoculados oocistos de Cryptosporidium à água bruta. Essa opção foi adotada em função

das seguintes razões: (1) os testes de jarros e diagramas de coagulação, no dia-a-dia das

ETAs são realizados utilizando parâmetros de qualidade de fácil medição, particularmente

a turbidez, de forma que, a tomada de decisão quanto à dosagem de coagulante e o valor de

pH são baseados nesse parâmetro; (2) pouca confiabilidade nos resultados de análise de

Cryptosporidium em função do pequeno volume de amostra utilizado nos ensaios de

coagulação/filtração; (3) custo elevado dessas análises uma vez que envolveria

aproximadamente 60 determinações de Cryptosporidium para a construção de cada

diagrama de coagulação; (4) finalmente, o risco de manipulação e contaminação humana

considerando a rotina de ensaios de coagulação.

4.2. – EXPERIMENTOS EM ESCADA DE BANCADA

Durante a etapa experimental, em escala de bancada, foram realizados ensaios de

coagulação com o objetivo de proceder estudos preliminares e construir diagramas de

coagulação para seleção da faixa de pH e da dosagem de coagulante a ser utilizada nos

experimentos efetuados em escala piloto.

O coagulante utilizado em todos os experimentos em escala de bancada e, também, em

escala piloto, foi o sulfato de alumínio, por ser amplamente utilizado nas estações de

tratamento brasileiras. O sulfato de alumínio utilizado foi o Sulfato de Alumínio Hidratado

(PA), na forma de pó, fabricado pela Vetec Química Fina Ltda, cujas características

fornecidas pelo fabricante encontram-se na Tabela 4.1.

Tabela 4.1 – Características do sulfato de alumínio

Características Referências

Número de moléculas de água 14 a 18 H

Peso Molecular 56,11

Insolúvel em H

O máximo 0,01%

Cloreto (Cl

) máximo 0,005%

Arsênio (As) máximo 0,005 ppm

Substâncias não precipitáveis em NH

OH máximo 0,2 %

Metais pesados máximo 0,002%

Ferro (Fe) máximo 0,002%

Para a realização dos ensaios em escala de bancada, foi utilizado um aparelho de teste de

jarros dotado de seis dispositivos de agitação mecânica com velocidade variável, que

permite a variação do gradiente de velocidade nas etapas de coagulaçao e floculação (Nova

Ética, modelo 218LDB).

Usualmente, nos estudos de coagulação para uso em filtração direta, utiliza-se a filtração

em papel com o filtro Whatman 40. Porém, de acordo com Di Bernardo et al. (2003), para

obtenção de resultados mais representativos, recomenda-se que, em lugar do filtro de

papel, seja utilizado o chamado filtro de laboratório de areia (FLA). Dessa forma, optou-se

por trabalhar com esse tipo de filtro em escala de bancada. Como esse tipo de dispositivo

não estava disponível no LAA, o mesmo teve que ser confeccionado e adaptado ao

aparelho de teste de jarros convencional.

O FLA utilizado foi confeccionado em acrílico, com comprimento de 30 cm e diâmetro

interno de 19 mm. Na parte inferior foi acoplado um cap de PVC dotado de tela e de

dispositivo de saída, de acordo com a Figura 4.1. A areia empregada nesse filtro tinha

granulometria variando entre 0,42 e 0,84 mm, com coeficiente de uniformidade de 1,22

mm e diâmetro efetivo de 0,55 mm. A taxa de filtração do FLA era de aproximadamente

60 m/d e, consequentemente, vazão de 12 ml/min, seguindo as recomendações de Di

Bernardo et al., 2003.

(a)

(b)

Figura 4.1 – Filtro de laboratório de areia (a) esquema; (b) foto

A Figura 4.2 mostra o equipamente tradicional de teste de jarros e as adaptações realizadas

para permitir o uso dos filtros. Pode-se constatar na Figura 4.2a a presença de pequenos

funis para evitar perda de água coagulada e filtrada e a utilização de béquers para recolher

a água para a análise de turbidez. Percebe-se também, no lado esquerdo do equipamento, a

presença do disco graduado utilizado para controlar a vazão efluente.

Figura 4.2 – (a) Adaptação do aparelho de teste de jarros para uso de filtro de laboratório

de areia; (b) Detalhe do disco

Os ensaios em escala de bancada seguiram a rotina proposta na literatura. Dessa forma, os

ensaios consistiam em variar o valor do pH de coagulação assim como a dosagem de

coagulante adicionado à água utilizando-se gradientes de velocidade e tempos de contato

pré-determinados para as etapas de coagulação e floculação. Posteriormente, a água

floculada era submetida à filtração em filtro de laboratório de areia. Para finalizar,

realizava-se a determinação do residual de turbidez das amostras.

O tempo de coagulação adotado nos ensaios de teste de jarros foi de 30 s e o gradiente de

velocidade foi de 1000 s

-1

. Embora esse valor seja usual e recomendado na norma

brasileira (ABNT, 1992), ele foi utilizado em função da limitação do aparelho de teste de

jarros disponível. O valor de G = 1000 s

-1

é, entretanto, bastante inferior ao valor de 4000

-1

indicado por Amirthrajah e Mills (1982) para a coagulação por adsorção e neutralização

de cargas que é a mais recomendada para a filtração direta.

O tempo de floculação adotado foi de aproximadamente 4 minutos com um gradiente de

velocidade de 40 s

-1

. Muito embora a tecnologia de tratamento que se buscava simular

fosse a de filtração direta descendente, o tempo de 4 minutos de floculação foi adotado em

função do tempo de trajeto do floco e permanência da lâmina de água sobre o meio

(a)

(b)

Disco

filtrante, na instalação piloto, onde ocorria a floculação das partículas coaguladas. Além

disso, esse tempo viabilizava os preparativos para a fase de filtração no FLA.

Após decorridos os tempos relativos aos processos de coagulação e floculação, desligava-

se o aparelho de teste de jarros e controlava-se a vazão de alimentação da água filtrada

durante um período de 20 minutos. Esse tempo de 20 minutos foi o tempo de filtração

estimado para que fosse possível realizar a substituição da água e o amadurecimento do

FLA, antes da coleta de água para a análise de turbidez. Para que fosse possível realizar o

controle da taxa de filtração, adaptou-se um disco graduado com ângulos variando de 0° a

90° (Figura 4.2b) na extremidade do aparelho de teste de jarros e procedeu-se a calibração

dos ângulos para a vazão pré-determinada. Com o aparelho calibrado, à medida que ocorria

a diminuição do nível de água nos jarros, as saídas de água filtrada eram inclinadas em

ângulo apropriado. Após esse tempo, coletava-se água filtrada e realizava-se a leitura do

parâmetro de turbidez.

Posteriormente a cada ensaio de teste de jarros, realizava-se a lavagem de todos os filtros

de areia no sentido ascencional, tomando cuidado para evitar formação de bolhas de ar.

Cada filtro era lavado até que fosse possível observar, visualmente, que a água de lavagem

estava limpa e que fossem atingidos valores baixos de turbidez.

Os ensaios de bancada foram realizados variando o pH de coagulação na faixa de 4,5 a 7,5,

buscando-se valores de pH de 5,0, 5,5, 6,0, 6,5 e 7,0. A dosagem de coagulante variou de 0

a 18 mg/L de sulfato de alumínio anidro, sendo utilizado incremento de 1 ou 2 mg/L. A

faixa de dosagem adotada baseou-se em estudos anteriores realizados com água do lago

Paranoá, particularmente o trabalho de Cezar (2000). Nesse trabalho a autora elaborou

diagramas de coagulação para água do lago Paranoá utilizando o sulfato de alumínio como

coagulante. Em seus ensaios, foram utilizadas dosagens de sulfato de alumínio variando de

0 a 30 mg/L nas faixas de pH de 5,5 a 7,5, otimizando esses parâmetros para valores de pH

variando entre 6,3 e 6,8 e dosagens de coagulante variando entre 5 e 11 mg/L

Aqui é importante mencionar que os ensaios de bancada foram realizados utilizando-se

tanto água do lago Paranoá como água do córrego do Torto. Para água do lago Paranoá, foi

construído o diagrama de coagulação. Entretanto, um menor número de ensaios foi

realizado com água do córrego do Torto, não permitindo a construção do diagrama de

coagulação para essa água. Esse ponto será discutido em detalhes no capítulo 5.

4.3 – EXPERIMENTOS EM ESCALA PILOTO

4.3.1 – Descrição da instalação piloto

O desenvolvimento de experimentos em escala piloto é fundamental para estudar

alternativas de tratamento por filtração direta, permitindo a avaliação da aplicabilidade

dessa tecnologia para o tratamento de águas e a otimização dos parâmetros operacionais e

de projeto dos filtros.

A instalação piloto de FDD utilizada no presente trabalho consistia das seguintes unidades:

reservatório para armazenamento de água de estudo, reservatório de coagulante, bombas

peristáltica e dosadora, unidade de mistura rápida (injetor), uma coluna de filtração

descendente, reservatório de água filtrada e reservatório de descarte, conforme mostrado

nas Figura 4.3. O detalhamento da instalação é objeto dos itens que seguem.

Figura 4.3 – Instalação piloto: foto

Figura 4.4 – Instalação piloto: esquema

4.3.1.1 – Sistema de alimentação de água bruta e dosagem de coagulante

O sistema de alimentação da instalação piloto era composto de reservatório de água de

estudo, reservatório de coagulante, dispositivo de mistura rápida (DMR), assim como

bomba de alimentação de água de estudo e bomba para dosagem de coagulante.

O reservatório de alimentação de água de estudo consistia em um tanque de PVC com

500L de capacidade. Esse reservatório era dotado de agitador para minimizar a

sedimentação do material em suspensão presente na água de estudo (inclusive oocistos de

Cryptosporidium) durante a realização dos experimentos de filtração.

Para alimentar e permitir o controle da vazão afluente ao filtro foi utilizada uma bomba

dosadora (Prominet, Sigma) que opera com precisão para vazões de até 60L/h.

A água de estudo, bombeada do reservatório, era encaminhada ao DMR, que também

recebia, com auxílio de uma bomba peristáltica (Heidolph, PD 5001), a solução de sulfato

de alumínio proveniente do reservatório de coagulante (ver Figura 4.3, 4.4 e 4.5).

Figura 4.5 – Reservatório de coagulante e bomba dosadora

A Figura 4.6 detalha o dispositivo de mistura rápida que foi utilizado e a Tabela 4.2

apresenta as dimensões do mesmo para as taxas de filtração avaliadas.

Figura 4.6 – Dispositivo de mistura rápida

Tabela 4.2 – Características do dispositivo de mistura rápida

dia)

Qf (L/s) D (mm) d (mm) c (mm)

∆h (m)

G (s

-1

) t (s)

210 0,83 17 3,60 0,60 0,083 4.132,1 0,21

105 0,415 17 3,60 0,60 0,023 2035,3 0,40

De acordo com Vrale e Jorden (1971), o gradiente de velocidade da mistura não é um

critério suficiente para detectar a eficiência do dispositivo de mistura rápida em termos de

taxa de agregação das partículas para uma dada dosagem de coagulante. Além disso,

segundo esses autores, os dispositivos mecanizados são menos eficientes que os

dispositivos hidráulicos injetores, independente dos valores dos gradientes de velocidade

encontrados. Sendo assim, optou-se por trabalhar com injetores como dispositivos de

mistura rápida para o processo de tratamento de água.

No cálculo de dimensionamento dos injetores, considerou-se que a dissipação de energia

correspondente ao jato de coagulante que sai de cada orifício ocorrerá no volume de água

situado a até duas vezes e meia o espaçamento linear entre orifícios adjacentes (Vianna,

2002). Considerou-se também, que o tempo decorrente para que ocorra a mistura do

coagulante se dará no momento da dissipação de energia do jato de coagulante.

No dispositivo de mistura rápida (Figura 4.6), a água bruta passava por uma contração

seguida por expansão da ordem de 7:1. Esta relação garante uma adequada velocidade de

aproximação da água na saída do injetor. O produto químico era misturado à água de

estudo, por meio de jatos no mesmo sentido do fluxo, no momento da expansão do injetor,

por seis orifícios que garantiam a velocidade determinada.

Para a taxa de filtração utilizada na maioria dos experimentos (210 m/d), o gradiente de

velocidade neste dispositivo devido à expansão era da ordem de 4.132,1 s

-1

. Um gradiente

de velocidade dessa ordem de grandeza é adotado para garantir elevado grau de mistura e

proporcionar coagulação eficiente da água de estudo em ambos os mecanismos de

coagulação: adsorção-neutralização de cargas e varredura (Amirthrajah e Mills, 1982; Di

Bernardo, 1993b). Os jatos do injetor produzem um gradiente de velocidade, conforme

metodologia de cálculo descrita por Vianna (2002). O tempo de mistura entre o produto

químico e a água bruta foi calculado de acordo com o que preconiza esse mesmo autor.

4.3.1.2 – Coluna de filtração

A coluna de filtração utilizada possuía diâmetro interno de 8,5 cm. Esse diâmetro está

relacionado ao critério empírico estudado por Lang et al., (1993) e sugerido por Ives, de

acordo com o qual a distância de parede a parede no modelo deve ser pelo menos de 50

vezes o tamanho do maior grão do meio filtrante. Dessa forma, como foi adotado um

diâmetro interno para o filtro piloto de 8,5 cm, o maior grão do meio filtrante deve ter no

máximo 1,7 mm. que é compatível com o material filtrante adotado (ver Tabela 4.3). Esse

cuidado minimiza os efeitos de parede, ou seja, a existência de escoamento preferencial na

interface grão/parede por formação de curtos-circuitos.

É importante ressaltar, que no caso de modelos para filtros, a similaridade dinâmica não é

fator de preocupação, porque o movimento do fluido é limitado apenas pelas fronteiras dos

grãos do meio filtrante, isto é, pelo tamanho do poro e não pelas fronteiras do recipiente.

De acordo com Di Bernardo (1993a), quanto maior o tamanho dos grãos, maior será a

espessura da camada filtrante requerida para se obter uma determinada eficiência de

remoção e evitar o traspasse no filtro. À medida que ocorre o aumento do tamanho dos

grãos e da espessura da camada filtrante, maior será o volume destinado ao armazenamento

das partículas e o tamanho dos vazios intergranulares, obtendo-se deste modo carreiras de

filtração mais longas. Por outro lado, a taxa de crescimento de perda de carga devido à

retenção de impurezas no meio filtrante é maior quanto maior for a taxa de filtração,

resultando em carreiras de filtração mais curtas. Dessa forma, há a necessidade de tentar

otimizar o meio filtrante para que seja possível trabalhar com carreiras de filtração maiores

sem que ocorra o traspasse de impurezas. Então, devido ao Cryptospiridium ser um

protozoário pequeno, com diâmetro que varia entre 3 a 7 µm, optou-se por trabalhar com a

granulometria indicada na Tabela 4.3.

Segundo Di Bernardo (1993a), a utilização de filtros de areia de camada única, com

distribuição granulométrica praticamente uniforme, pode levar a um eficiente

aproveitamento do meio filtrante, comparável com aquele conseguido com a utilização de

filtros de camada dupla. Di Bernardo e Prezotti (1991) observam que, quanto mais

uniforme o meio granular, mais profunda resultará a penetração de impurezas e mais longa

será a carreira de filtração. Dessa forma, optou-se por trabalhar com meio granular

uniforme de camada única.

Tabela 4.3 – Características do meio filtrante

Características Meio Filtrante de camada única

Material Areia

Tamanho efetivo dos grãos (mm) 1,00

Coeficiente de desuniformidade 1,15

Tamanho do menor grão (mm) 0,84

Tamanho do maior grão (mm) 1,19

Porosidade 0,40

Espessura da camada (cm) 110

O filtro piloto foi confeccionado em acrílico e tinha altura de 2,70 m. Foram instalados

piezômetros distribuídos ao longo da espessura do meio filtrante para o monitoramento da

perda de carga. Pode-se observar na Figura 4.7, a coluna de filtração utilizada e na Figura

4.8, a localização dos piezômetros no filtro descendente.

Figura 4.7 – Coluna de filtração direta

descendente

Figura 4.8 – Localização dos piezômetros no

filtro descendente

O filtro era operado com taxa de filtração constante e carga hidráulica (nível de água)

constante. Para compensar o desenvolvimento da perda de carga no meio filtrante foi

instalado na tubulação de saída de água filtrada um rotâmetro dotado de resgistro tipo

agulha. No início da operação esse registro encontrava-se parcialmente fechado e

gradativamente ia sendo aberto ao longo do decorrer do experimento. Dessa forma, a vazão

de entrada e de saída eram mantidas constantes e por conseqüência, o nível de água sobre o

meio filtrante.

Saída

Alimentação

A taxa de filtração adotada na maioria dos experimentos foi de 210 m

dia, equivalente

a uma vazão de 827 mL/min. Em experimentos específicos (ver item 4.3.2) foi utilizada

metade dessa taxa, qual seja 105 m

dia (414 mL/min).

4.3.2 – Desenvolvimento dos experimentos de filtração

Foram realizados quinze experimentos de filtração, sendo quatro experimentos efetuados

com água proveniente do lago Paranoá e onze experimentos efetuados com água

proveniente do córrego do Torto. Em todos os experimentos foi utilizado o sulfato de

alumínio, como coagulante, como especificado na Tabela 4.3.

A Figura 4.9 mostra um resumo da distribuição dos experimentos em função do manancial

utilizado para preparação da água de estudo (ver item 4.1) e o período de realização dos

experimentos.

A distribuição dos experimentos mostrada na Figura 4.9 está associada aos objetivos

específicos do trabalho. A necessidade de se modificar o manancial utilizado para

preparação da água de estudo surgiu a partir da ánalise dos resultados obtidos na Etapa 1 e

não era previsto no planejamento inicial dos experimentos. Esse aspecto será discutido

com detalhes no Capítulo 5.

Sendo assim, foram realizados três experimentos com dosagem “ótima” de coagulante para

a água do lago Paranoá e um experimento com subdosagem de sulfato de alumínio, nos

meses de Janeiro e Fevereiro de 2006, de modo a se observar a influência das dosagens de

coagulante na remoção de oocistos de Cryptosporidium. Optou-se por utilizar água do

córrego do Torto, nos meses de Fevereiro e Março de 2006, com a finalidade de observar a

influência da água bruta na remoção de oocistos de Cryptosporidium. Dessa forma,

também foram realizados três experimentos com dosagem “ótima” e um experimento com

subdosagem de coagulante. No entanto, ao realizar experimentos com água do córrego do

Torto entre Maio e Julho de 2006, optou-se por realizar dois experimentos com taxa

reduzida de filtração (105 m

dia), dois experimentos com super-dosagem de coagulante

e finalmente, três experimentos com dosagem “ótima” de sulfato de alumínio, de modo a

observar, de forma preliminar, a influência da taxa de filtração e da utilização de dosagens

mais elevadas de coagulante na remoção de oocistos de Cryptosporidium.

Figura 4.9 – Resumo dos experimentos de filtração realizados durante o desenvolvimento

do trabalho em instalação piloto

O desenvolvimento de um experimento de filtração envolvia 7 fases:

(1) Coleta de aproximadamente 500 L de água do manancial para a preparação da água de

estudo. A água era coletada sempre pela manhã e no dia da realização do experimento.

(2) Caracterização da água bruta com relação aos parâmetros pH, turbidez e alcalinidade.

(3) Preparação da água de estudo conforme descrito no item 4.1.

(4) Realização de teste de jarros para a determinação da dosagem a ser usada no

experimento. Utilizava-se o pH de coagulação selecionado a partir do diagrama de

coagulação e ensaios preliminares realizados. Para a seleção da dosagem de coagualante,

testava-se uma faixa de dosagem baseada também no diagrama de coagulação.

(5) Alcalinização da água de estudo, quando necessário, para obter o pH de coagulação

desejado.

(6) Preparação da solução coagulante. A concentração dessa solução variava de acordo

com a dosagem de coagulante, uma vez que a vazão dosada era constante para garantir o

gradiente de velocidade de projeto.

(7) Realização do experimento de filtração propriamente dito.

Considerando os objetivos do trabalho nos experimentos de filtração, foi testada uma

condição crítica de risco de traspasse no processo de filtração rápida, qual seja, o início da

carreira de filtração, ou seja, período de amadurecimento do filtro. Com isso, a duração do

experimento tinha em média 5 horas, o suficiente para se obter dados de qualidade da água

filtrada durante o período de amadurecimento e durante o funcionamento regular. Nesse

trabalho, não era avaliada a carreira de filtração e o comportamento do filtro ao longo do

total da mesma.

Durante a realização dos experimentos, foram medidos os parâmetros de qualidade da água

filtrada de acordo com a freqüência indicada na Tabela 4.4. O tempo de referência para

início da coleta de amostras era o tempo de detenção hidráulica do sistema, ou seja, as

primeiras amostras eram coletadas depois que a água contida no sistema fosse substituída

pela água de estudo.

Tabela 4.4 – Freqüência de medição dos parâmetros de qualidade da água filtrada

Parâmetro Freqüência

pH e Turbidez

A cada 15 ou 30 minutos, de acordo com o

experimento realizado

Alcalinidade, Clorofila-a

Duas amostras (início, no tempo t

e após

3h de experimento, no tempo t

)

Alumínio, Coliforme Total e E. coli

Duas amostras (início, no tempo t

e após

3h de experimento, no tempo t

)

Oocistos de Cryptosporidium

Duas amostras (início, no tempo t

e após

3h de experimento, no tempo t

)

Os parâmetros de qualidade da água (clorofila-a, alumínio, coliformes totais, E. coli,

alcalinidade e oocistos de Cryptosporidium) eram medidos na água de estudo (bruta) após

aproximadamente 30 minutos de homogeneização da mesma, antes do início do processo

de filtração. As medidas de pH e turbidez da água de estudo (bruta) eram realizadas no

mesmo intervalo proposto para as medidas desses parâmetros na água filtrada.

Também na mesma periodicidade das coletas de amostras para a determinação de pH e

turbidez, eram realizadas as medidas de pressão nos piezômetros dos filtros para a

determinação da perda de carga.

As análises de pH, turbidez e alcalinidade eram realizadas imediatamente após a coleta das

amostras. As amostras para a determinação de coliformes totais, E. coli, clorofila-a e

alumínio eram processadas no final do experimento para proceder leitura no dia seguinte.

Já as amostras coletadas para a determinação de oocistos de Cryptosporidium, em função

da demanda de tempo e complexidade, tinham, de um modo geral, seu processamento

iniciado no dia seguinte.

Para o tratamento dos dados foram desenvolvidos gráficos de turbidez, clorofila-a,

alumínio, taxa de crescimento de perda de carga e perda de carga específica. Além disso,

foram construídas tabelas de todos os parâmetros de qualidade da água avaliados, com

valores desses parâmetros na água de estudo e na água filtrada efluente, em dois tempos

distintos, no tempo de amadurecimento do filtro e no tempo de operação regular do

mesmo. De posse desses gráficos e tabelas, foi possível avaliar a eficiência de remoção do

filtro direto descendente, para cada situação testada, nos tempos t

de amadurecimento,

assim como no tempo t

de operação regular.

Após cada experimento, era realizada a lavagem adequada do filtro (Figura 4.10), para

garantir a condição de meio filtrante limpo para o experimento seguinte. A lavagem ocorria

aplicando-se escoamento ascendente de água destilada, com velocidade capaz de assegurar

expansão de 30% do meio. Para assegurar que o meio filtrante estivesse completamente

limpo, o tempo de lavagem empregado era superior aos tempos convencionais de 7 a 10

minutos recomendados em Di Bernardo et al. (2003), sendo adotado tempo de lavagem de

aproximadamente 20 minutos.

Figura 4.10 – Lavagem do fitro

Em função da característica altamente infecciosa dos oocistos de Cryptosporidium, todo o

efluente resultante dos experimentos de filtração, assim como a água de lavagem do filtro e

toda água empregada nos experimentos eram coletadas e acondicionados em tambores e

permaneciam por um período mínimo de 24 horas em contato com elevadas concentrações

(aproximadamente 20 mg/L) de cloro livre antes de serem descartados na rede de

esgotamento sanitário. Além disso, todo o material utilizado nos experimentos era

submetido à autoclavagem com o objetivo de inativar os oocistos pelo efeito da alta

temperatura.

4.4 – METODOLOGIAS PARA A DETERMINAÇÃO DOS PARÂMETROS DE

QUALIDADE DA ÁGUA

Foram realizados ensaios de qualidade da água para caracterizar a água de estudo a ser

empregada nos experimentos de filtração direta. Os mesmos ensaios realizados na água de

estudo foram realizados na água filtrada de modo que fosse possível fazer comparações e

observações a respeito do sistema de tratamento de água utilizado. Os parâmetros

avaliados estão listados na Tabela 4.5, juntamente com o método e equipamento

empregado.

Caixa de coleta

de água de

lavagem

Tabela 4.5 – Parâmetros avaliados e métodos e equipamentos

Parâmetro Método/Equipamento

Alcalinidade

(mg CaCO

/L)

Titulométrico (H

– 0,02M) Titulador TITREX 2000

Alumínio

(mg/L)

Método Hach 8326 – ECR

Espectrofotômetro (HACH 2100AN)

Clorofila-a

(µg/L)

Extração em clorofórmio-metanol medida de absorbância

em λ= 665 e 750nm Espectrofotômetro (HACH/ DR- 4000)

Coliformes Totais

(NMP/100mL)

Método do Substrato Cromogênico MUG ONPG

Kit Colilert

Cryptosporidium

(oocistos/L)

Método 1623 da USEPA

E. coli

(NMP/100mL)

Método do Substrato Cromogênico MUG ONPG

Kit Colilert

Potenciométrico

pHmetro Orion – Modelo 310

Turbidez

(UT)

Nefelométrico

Turbidímetro Nefelométrico (HACH 2100P)

Para a determinação do alumínio residual, o volume de amostra coletado era de 200 mL.

As amostras foram devidamente acidificadas com ácido nítrico concentrado até atingir pH

inferior ou igual a 2,0 para que fossem conservadas. No momento da realização do ensaio,

utilizava-se o hidróxido de potássio para corrigir o pH das amostras conservadas para

valores na faixa entre 2,9 e 4,9, estabelecidos pelo método.

O método ECR (Eriochrome Cyanine R dye), é baseado na reação entre o íon alumínio e o

corante Eriocromocianina R (ECR), que em pH próximo a 6,0, forma um complexo de cor

avermelhada na proporção das concentrações de alumínio presentes na amostra. Esse

método foi baseado no Standard Methods (APHA, AWWA e WEF, 1985).

A metodologia utilizada para a determinação dos teores de clorofila-a foi a extração em

solução de clorofórmio-metanol, 2:1, v/v, proposta por Wood (1985).

Para a determinação de clorofila-a era coletado 1 L de amostra e este volume era filtrado

em filtro de microfibra de vidro com retenção de partículas de 1 µm. Os filtros eram então

enrolados e imersos em 10 mL de solução de clorofórmio-metanol e esse conjunto de filtro

e solução era preservado em ambiente escuro por 4 horas, para permitir a extração de

clorofila-a. Em seguida, era realizada a leitura da absorção de luz no espectrofotômetro

HACH

modelo DR/4000U, em dois comprimentos de onda, 665 e 750 nm.

A concentração de clorofila-a na amostra, foi calculada pela equação proposta por Boyd

(1979) apud Cezar (2000). É importante observar que essa concentração é proporcional à

absorção de luz e é dada pela Equação 4.1.

Clorofila-a (µg/L) =

()

(

)

()

PLS

VFAAP

××−×

750665

………………………………(Equação 4.1)

Onde:

P = Constante de proporcionalidade em mg.cm/L, devido ao coeficiente de extração molar

de clorofórmio-metanol: 13,2 mg.cm/L;

665

= Absorbância da solução medida em 665 nm;

750

= Absorbância da solução medida em 750 nm;

V = Volume da solução de clorofórmio-metanol usada em mL;

S = Volume da amostra filtrada em mL;

PL = Caminho óptico através da solução em cm (espessura da cubeta utilizada);

F = Fator de correção de unidades = 1000 µg/L.

Para a detecção e quantificação dos oocistos de

Cryptosporidium, foi utilizado o Método

1623 proposto pela Agência de Proteção Ambiental Americana (USEPA). Este método

consiste das seguintes etapas: coleta, filtração, eluição, concentração, separação

imunomagnética e enumeração. Face à importância desse parâmetro para o presente

trabalho, e também em função da pouca familiaridade dos técnicos da área de saneamento

com o método, o mesmo é descrito em detalhes nos parágrafos que se seguem.

As coletas das amostras eram realizadas na água de estudo e na água filtrada. De acordo

com o método 1623 da USEPA, devem ser coletadas e filtradas até 50 L de amostra por

vez Os volumes coletados estão relacionados com a quantidade de material particulado e

concentração de microorganismos presentes na amostra. Sendo assim, eram coletados, em

média, 6 L de água de estudo e 20 L de água filtrada para a realização do processo de

detecção de oocistos de Cryptospiridium.

As amostras coletadas eram filtradas em filtro Filta-Max

produzido pela IDEXX (EUA)

com o auxílio de bomba peristáltica, como pode ser observado na Figura 4.11, com vazão

média de 2 L/min e pressão de até 5 kgf/cm

. O filtro, Filta-Max

(Figura 4.12), é

composto por uma série de anéis de espumas comprimidas, sendo capaz de reter em seus

poros oocistos de

Cryptosporidium e cistos de Giardia.

Figura 4.11 – Filtração com auxílio de bomba

peristáltica

Figura 4.12 – Detalhe do encaixe do Filt

Max

, IDEXX

O Filta-Max era então colocado em uma estrutura de acrílico denominada estação de

eluição (IDEXX, EUA). Nesse equipamento o Filta-Max é submetido a um processo de

compressão e descompressão (Figura 4.13), com o auxílio de um êmbolo e de uma solução

tampão de fosfato (PBS).

(a)

(b)

Figura 4.13 – Estação de eluição: (a) compressão; (b) descompressão

Módulo

de eluição

Suporte

Filta-Max

Módulo

acumulação

A Figura 4.14 mostra o filtro utilizado no processo de detecção de oocistos de

Cryptosporidium em dois momentos. O primeiro momento (Figura 4.14a) é aquele em que

o filtro embora já tivesse sido submetido à etapa de filtração, ainda se encontrava íntegro.

No segundo momento, o Filta-Max encontra-se expandido após ser submetido a eluição

(compressão e descompressão) e ter sido retirado da estação de eluição.

(b)

(a)

Figura 4.14 – (a) Filta-Max íntegro; (b) Filta-Max após a eluição

A solução de PBS com a presença do material desprendido do Filta-Max era submetido à

filtração a vácuo em mebrana de policarbonato de 25 mm de diâmetro e retenção de 1 µm

(Figura 4.15). Dessa forma, todo material particulado eluído, inclusive os oocistos de

Cryptosporidium sp., era retido na membrana. Após a filtração, a membrana era lavada

com solução de PBS, como na Figura 4.16, para então ser submetida ao processo de

centrifugação.

Figura 4.15 – Filtração a vácuo em

membrana utilizando bomba a vácuo

manual

Figura 4.16 – Lavagem da membrana

Membrana

Módulo

filtração

A solução resultante da lavagem da membrana era então transferida para tubos cônicos de

50 mL (Figura 4.17) e colocada em centrífuga (Jouan, modelo C – 3 22, Franca) com

rotação de 1500 x G, por um tempo de 15 minutos. Após a primeira centrifugação, parte do

líquido sobrenadante era descartada e o concentrado resultante era ressuspendido e

transferido para tubos cônicos de 15 mL (Figura 4.18), para que ocorresse uma segunda

etapa de centrifugação, realizada de forma semelhante à primeira.

Ao final da segunda centrifugação, parte do líquido sobrenadante era descartado e

aproximadamente 10 mL de concentrado era ressuspendido e transferido para tubos de

faces planas (L10, Dynal, Franca). A esses tubos eram adicionadas soluções (solução

tampão 10X SL

-A e 10X SL

-B) responsáveis por manter o pH e a estabilidade da

amostra e esferas imunomagnéticas anti-Cryptosporidium, responsáveis pela captura dos

oocistos de

Cryptosporidium. Os tubos eram então colocados em um homogeneizador por

inversão (Phoenix, AP 22, Brasil) na rotação de 15 a 20 rpm, por aproximadamente 1 hora

em temperatura ambiente, para garantir o contato entre as esferas e os oocistos (Figura

4.19).

Figura 4.17 – Tubos cônicos de 50 mL Figura 4.18 – Tubos cônicos de 15 mL

Figura 4.19 – Etapa de homogeniezação

Os tubos eram retirados do homogeneizador e acoplados a um concentrador magnético de

partículas (MPC-1, Dynal, Franca) para volume de 10 mL, como mostrado na Figura 4.20.

Eram feitos movimentos com inclinação de 90° por aproximadamente 3 minutos para

permitir que o material aderido às esferas anti-Cyptosporidium ficasse preso na parede

plana do tubo que estava em contato com o campo magnético. Todo o líquido clarificado

presente nos tubos era descartado e os mesmos eram retirados do concentrador magnético.

Em seguida, era realizada a ressuspensão das esferas com o auxílio de solução de 1X

-A de modo que ocorresse o total desprendimento das paredes dos tubos.

A solução resultante era transferida para tubos Eppendorf de 1,5 mL e os mesmos eram

acoplados a um concentrador magnético de partículas (MPC-S, Dynal, Franca) para

volume de 1,5 mL (Figura 4.21) onde eram realizados movimentos com inclinação de 180º

para que mais uma vez todo o material aderido às esferas ficasse preso às paredes dos

tubos Eppendorf devido ao campo magnético. O líquido sobrenadante era então

descartado.

Figura 4.20 – Concentrado

agnético

para volume de 10 mL

Figura 4.21 – Concentrado

agnético para

volume de 1,5 mL

Os tubos Eppendorf, que continham as microesferas e oocistos de

Cryptosporidium

recebiam ácido clorídrico a 0,1N para que ocorresse uma reação de separação entre os

oocistos e as microesferas. Os tubos de 1,5 mL eram agitados e logo em seguida

repousavam por um determinado tempo para que ocorresse a reação de separação dos

microorganismos. Os tubos Eppendorf eram novamente colocados no separador magnético

e um leve movimento com inclinação de 180º era realizado para que ocorresse a aderência

das microesferas, agora livres dos oocistos de Cryptosporidium, às paredes dos tubos de

1,5 mL. O líquido separado das microesferas era então transferido para outros tubos de 1,5

mL com presença de Hidróxido de Sódio a 1N, a fim de ajustar o pH da amostra que foi

acidificada anteriormente. Esse líquido resultante (aproximadamente 110 µL) representava

a amostra concentrada que seria utilizada para a preparação dos slides para a enumeração

dos oocistos de Cryptosporidium.

A identificação microscópica dos oocistos de Cryptosporidium foi realizada por análise de

imunofluorescência direta com utilização de kit Merifluor

(Meridian Diagnostics, Inc).

Para preparar os slides para a identificação microscópica dos protozoários, eram

adicionados 10

µL da amostra em um poço da lâmina de prova. Acrescentava-se à amostra

o reagente de detecção contendo anticorpos monoclonais anti-Cryptospsoridium marcados

com fluoresceína-isotiocianato e o corante de contraste (solução negro de eriocromo). As

lâminas eram então mantidas ao abrigo de luz em câmera úmida por 30 minutos e lavadas

com solução tampão. Por fim, era acrescentada solução de meio de montagem (solução

tampão contendo glicerol e formalina).

A amostra marcada era examinada em um microscópio de epifluorescência (DMLB-2,

Leica, Alemanha) (Figura 4.22), equipado com dispositivo de contraste de interferência

diferencial (DIC) e fluorescência. Análises quantitativas eram feitas procurando em cada

poço partículas que se enquadrassem nas descrições de formatos, tamanho e fluorescência

dos oocistos de Cryptosporidium, utilizando aumentos de 400X. As partículas identificadas

como oocistos potenciais eram submetidos à confirmação por meio do DIC (condensador

especial), utilizando aumentos de 1000X. Oocistos eram identificados quanto ao tamanho,

forma e morfologia de acordo com critérios específicos e exemplos da biblioteca

fotográfica (Figura 4.23). Uma análise quantitativa era feita pela contagem do número total

de partículas no visor que fossem confirmados como oocistos de Cryptosporidium.

Para a enumeração dos oocistos de Cryptosporidium, foi utilizada a Equação 4.2.

n° oocistos/L =

Vam

Val

⎟

⎠

⎞

⎜

⎝

⎛

……………………………………………………(Equação 4.2)

Onde: (1) N’ = número de oocistos quantificados em cada poço; (2) Vc = volume final do

concentrado, em µL, obtido após todo o processo de preparação da amostra; (3) Val =

volume do concentrado, em µL, adicionado a cada poço da lâmina; (4) Vam = Volume da

amostra, em L, submetido ao processo de concentração.

Figura 4.22 – Microscópio de

epifluorescência

Figura 4.23 – Oocisto de Cryptosporidium em

imunofluorescência (à esquerda) e em contraste de

fases (à direita).

5 – APRESENTAÇÃO E DISCUSSÃO DE RESULTADOS

No período de trabalho experimental, foram realizados 15 experimentos de filtração direta

descendente, onde se procurou, prioritariamente, comparar a eficiência da filtração, na

remoção de oocistos de Cryptosporidium, no período de amadurecimento do filtro com o

período de operação regular do mesmo. Buscou-se, também, avaliar a influência da taxa de

filtração, da dosagem de coagulante e da água utilizada nessas remoções.

Para melhor entendimento dos trabalhos experimentais realizados, a apresentação e a

discussão de resultados será subdivida em tópicos que englobam os ensaios em bancada e

os experimentos de filtração em escala piloto, em que se procura destacar separadamente

os parâmetros físico-químicos e mircrobiológicos. Posteriormente, serão realizadas

comparações entre os experimentos de filtração direta descendente no que tange às

remoções e aos residuais dos parâmetros analisados.

Como forma complementar de tratamento de dados foram realizados testes estatísticos t de

Student e de Wilcoxon. Entretanto, observou-se que a utilização desses testes não era

condizente com a realidade dos experimentos desenvolvidos, devido ao pequeno número

de repetições efetuadas. Sendo assim, a análise e a discussão dos resultados não está

pautada nesses testes, e sim na observação direta dos dados.

5.1 – ENSAIOS EM BANCADA

Uma vez montada a instalação piloto e realizadas as alterações no equipamento de teste de

jarros, antes de dar início aos experimentos de filtração, foram realizados ensaios em

escala de bancada, como descrito no item 4.2, para dar subsídios para definição do pH de

coagulação a ser utilizado nos experimentos em escala piloto.

5.1.1 – Água do lago Paranoá

O diagrama de coagulação para a água do lago Paranoá foi elaborado no mês de Janeiro de

2006 e precedeu os experimentos de filtração direta descendente que foram iniciados no

final do mesmo mês. A caracterização da água proveniente do lago Paranoá nos meses de

Janeiro e Fevereiro de 2006 pode ser observada na Tabela 5.1. O diagrama de coagulação

de uma amostra de água do lago Paranoá nesse período é apresentado na Figura 5.1.

Tabela 5.1 – Caracterização da água bruta do lago Paranoá ao longo dos experimentos de

filtração 1, 2, 3 e 4 – Janeiro e Fevereiro/2006

Parâmetro Faixa Média

Desvio

Padrão

Turbidez (UT) 3,0 – 5,6 4,0 1,3

pH 6,7 – 7,1 6,9 0,2

Clorofila-a (µg/L)

11,9 – 12,9 12,2 0,5

Alcalinidade (mg/L CaCO

) 16 – 22 19 3

Coliformes totais (NMP/100ml) > 2, 4 x 10

- -

E. coli (NMP/100 mL) 130 – 496 258 206

Da Tabela 5.1 verifica-se que no período de realização dos experimentos de filtração a

água do lago Paranoá apresentou pouca variação dos valores de clorofila-a e de pH, além

de apresentar valores relativamente baixos de alcalinidade, valores baixos de turbidez e

presença de algas.

0,16

0,13

0,16

0,26

0,18

0,16

0,20

0,19

0,16

0,17

0,10

0,16

0,21

0,14

0,17

0,13

0,26

0,17

0,23

0,29

0,11

0,12

0,17

0,30

0,14

0,22

0,21

0,22

0,18

0,21

0,24

0,27

0,21

0,25

0,22

0,18

0,20

0,21

0,17

0,25

0,27

0,39

0,41

0,49

0,300,32

0,42

0,84

0,68

2,90

2,77

2,38

3,00

2,67

2,522,192,23

4,50 5,00 5,50 6,00 6,50 7,00 7,50

pH de coagulação

Dosagem de sulfato de alumínio

anidro (mg/L)

turbidez < 0,3 UT turbidez ≤ 0,5 UT e ≥ 0,3 UT turbidez ≤ 1,0 UT e > 0,5 UT Turbidez > 1,0 UT

Legenda: Linha 1 – limite entre os valores de turbidez de 0,5 UT

Figura 5.1 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio para água proveniente do lago

Paranoá – Janeiro/2006. Turbidez da água bruta:5,4 UT e pH da água bruta: 6,9.

Ao analisar a Figura 5.1, observa-se que há elevada eficiência de remoção de turbidez para

uma ampla faixa de dosagem de sulfato de alumínio e para diferentes valores de pH.

Valores de turbidez inferiores a 0,3 UT (remoção maior do que 94%), valor atualmente

recomendado pela USEPA, podem ser obtidas em toda a faixa de pH avaliada. Entretanto,

observa-se tendência de necessidade de dosagens de sulfato de alumínio mais elevadas

para atingir esse valor de turbidez, com o aumento do valor de pH de coagulação.

Linha1

A Portaria n° 518/2004 do Ministério da Saúde (Brasil, 2004) no seu artigo 12, tabela 2,

exige valores de turbidez ≤ 1,0 UT na água filtrada ao utilizar o processo de filtração

rápida para o tratamento de água para abastecimento. Além disso, com vistas a assegurar a

adequada eficiência de remoção de enterovírus, cistos de Giardia spp. e oocistos de

Cryptosporidium sp., recomenda-se enfaticamente, que, para a filtração rápida, se

estabeleça como meta a obtenção de efluente filtrado com valores de turbidez inferiores a

0,5 UT em 95% dos dados mensais e nunca superiores a 5,0 UT.

Ao observar a Figura 5.1, pode-se concluir que para dosagens de sulfato de alumínio

anidro superiores a 4 mg/L, independente do valor do pH de coagulação, é possível se

obter valores de turbidez na água filtrada atendendo as recomendações da Portaria MS

518/2004.

Optou-se por adotar valores de pH de coagulação entre 6 e 7 para o desenvolvimento dos

experimentos de filtração com água do lago Paranoá. Isso porque, na condição da faixa de

dosagem utilizada, não há necessidade de correção do valor do pH da água do lago Paranoá

para se obter valores de pH de coagulação entre 6 e 7, o que do ponto de vista prático

configura-se em grande facilidade operacional.

5.1.2 – Água do córrego do Torto

Como já comentado, a água do lago Paranoá se caracteriza pela presença de algas e baixa

turbidez. Estudos anteriores realizados com água do lago Paranoá (Cezar, 2000; Carvalho,

2000; Melo, 2003 e Braga, 2005) indicam que a turbidez do lago Paranoá é

majoritariamente devida a concentração de algas, com pouca contribuição de turbidez

mineral.

Os experimentos de filtração realizados com água do lago Paranoá, como será discutido no

item 5.2.6, revelaram que não estava ocorrendo filtração em profundidade como desejado,

na filtração rápida. Acreditando-se que esse fenômeno estava associado às características

da água do lago Paranoá, optou-se por dar prosseguimento ao trabalho utilizando uma água

cuja turbidez fosse de origem predominantemente mineral. Assim, foi selecionado como

segunda água de estudo, a água do córrego do Torto.

Essa alteração não programada permitiu incluir nos objetivos desse trabalho uma avaliação

preliminar da influência da água bruta na eficiência de remoção de oocistos de

Cryptosporidium, porém limitou a avaliação da influência da taxa de filtração e,

eventualmente, outros parâmetros operacionais, e de projeto, de interesse.

Dada a premência de tempo, não foi realizado, para a água do córrego do Torto, o

diagrama de coagulação completo e sim, alguns experimentos de teste de jarros para apoiar

a tomada de decisão quanto ao pH de coagulação a ser adotado nos experimentos de

filtração. A Figura 5.2 apresenta uma seqüência de experimentos de teste de jarros

realizados com água do córrego do Torto sem controle do pH de coagulação.

Ao analisar a Figura 5.2, observa-se que, com o pH e alcalinidade naturais da água do

córrego do Torto, a turbidez residual só começa a apresentar valores menores do que 0,5

UT (valor recomendado pela Portaria MS 518/2004), quando são utilizadas dosagens de

coagulante superiores a 13 mg/L. Observa-se também, que, para a faixa de dosagem de

sulfato de alumínio testada, não foram atingidos valores de turbidez de 0,3 UT

(preconizado pela USEPA). Além disso, como o pH natural da água do córrego do Torto

era próximo de 5,5, à medida que ocorria aumento de dosagens de coagulante, os valores

do pH de coagulação tendiam a se tornar ainda menores, se mantendo em torno de 4,0

quando se adicionou 13 mg/L ou mais de sulfato de alumínio anidro.

0,00

0,50

1, 0 0

1, 5 0

2,00

2,50

3,00

2 4 6 8 10 12 14 16 18

Dosagem de sulfato de alumínio anidro (mg/L)

Turbidez (UT)

Figura 5.2 – Estudos preliminares com o coagulante sulfato de alumínio anidro em água

proveniente do córrego do Torto – Fevereiro/2006. Turbidez água bruta: 7,2 UT, pH água

bruta: 5,6 e Alcalinidade da água bruta: 2,7 mg/L CaCO

Na prática, não é comum se adotar valores de pH de coagulação tão baixos. Além disso,

em experiências da CAESB na operação da ETA Brasília e da ETA piloto Brasília, que

recebe água do sistema Torto-Santa Maria, foi observado melhor desempenho dos filtros

com valores de pH de coagulação próximos de 7,0 quando eram utilizados sais de ferro ou

de alumínio como coagulantes.

Dessa forma, para a realização dos experimentos de filtração, optou-se por alcalinizar a

água do córrego do Torto com bicarbonato de sódio para que fosse possível atingir valores

de pH de coagulação próximos de 7,0.

Mais recentemente, Fernandes (2006) construiu o diagrama de coagulação para água do

córrego do Torto, como mostrado na Figura 5.3.

0,15

0,90

0,14

0,090,16

0,19

0,14

0,09

0,07

0,12

0,10

0,07

0,08

0,160,160,120,060,13

0,16

0,09

0,190,090,10

0,10

0,15

0,09 0,08

0,06

0,07

0,10

0,07 0,11

0,17

0,06

0,07

0,17

0,09

0,10

0,11

0,09

0,45

0,33

0,27

0,21

0,32

0,25

0,48

0,32

0,36

0,50

0,30

0,45

0,35

0,98

0,91

0,17

0,87

0,97

0,59

0,75

0,93

0,77

0,89

1, 4 8

1, 4 2

1, 2 8

2,32

2,00

2,10

1, 6 7

1, 7 6

1, 7 3

1, 8 7

1, 3 9

1, 4 6

1, 3 1

1, 2 7

1, 4 1

1, 2 3 1, 12

4,50 5,00 5,50 6,00 6,50 7,00 7,50

pH de coagulação

Dosagem sulfato de alumínio

anidro (mg/L)

Turbidez < 0,2 UT 0,2 UT < Turbidez < 0,5 UT 0,5 UT < Turbidez < 1,0 UT Turbidez > 1,0 UT

0,65

Figura 5.3 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio para água proveniente do

córrego do Torto – Agosto/2006 (Fernandes, 2006). Turbidez da água bruta: 2,7 UT e pH

da água bruta: 6,7

Da Figura 5.3, observa-se que é na faixa entre 6,5 e 7,0 que ocorrem, de forma sistemática,

valores de turbidez menores do que 0,3 UT, mesmo com baixas dosagens de sulfato de

alumínio. Dessa forma, a construção desse diagrama de coagulação veio confirmar o acerto

da decisão de se optar por adotar valores de pH de coagulação entre 6,5 e 7,0 para a

realização dos experimentos de filtração com essa água.

A caracterização da água proveniente do córrego do Torto nos períodos em que foram

realizados os experimentos de filtração direta descendente pode ser observada nas Tabelas

5.2 e 5.3.

Tabela 5.2 – Caracterização da água bruta do córrego do Torto ao longo dos experimentos

de filtração 5, 6, 7 e 8 – Fevereiro e Março/2006

Parâmetro Faixa Média Desvio Padrão

Turbidez (UT) 5,7 – 9,2 7,9 1,5

pH 5,0 – 5,5 5,3 0,2

Clorofila-a (µg/L)

0 – 1,6 0,7 0,8

Alcalinidade (mg/L CaCO

) 2,4 – 2,7 2,5 0,1

Coliformes totais (NMP/100ml) (1,6 – 8,7) x 10

3,7 x 10

3, 4 x 10

E. coli (NMP/100 mL) 71 – 148 116 34

Tabela 5.3 – Caracterização da água bruta do córrego do Torto ao longo dos experimentos

de filtração 9, 10, 11, 12, 13, 14 e 15 – Maio, Junho e Julho/2006

Parâmetro Faixa Média Desvio Padrão

Turbidez (UT) 2,5 – 4,0 3,1 0,6

pH 5,0 – 5,6 5,2 0,2

Clorofila-a (µg/L)

0,8 – 1,4 1,3 0,3

Alcalinidade (mg/L CaCO

) 2,2 – 2,7 2,4 0,2

Coliformes totais (NMP/100ml) (1,2 – 2, 4) x 10

1,6 x 10

3,9 x 10

E. coli (NMP/100mL) 31 – 122 61 32

Verifica-se dos dados das Tabelas 5.2 e 5.3 que a água do córrego do Torto apresenta

turbdiez da mesma ordem de grandeza da água do lago Paranoá, porém, com valores de

clorofila-a com uma ordem de grandeza inferior, sugerindo que a natureza da turbidez

neste manancial é majoritariamente de origem mineral. Pode-se observar também, que a

água do córrego do Torto apresenta, de forma geral, concentrações de E.coli e valores de

alcalinidade inferiores aos da água do lago Paranoá utilizada nos experimentos 1, 2, 3 e 4.

Devido ao baixo valor da alcalinidade da água do Torto, procurou-se realizar a

alcalinização da mesma para valores próximos de 30 mg/L de CaCO

. Essa alcalinização

ocorreu em momento anterior ao momento de aplicação do coagulante na água de estudo.

Para investigar a estabilidade do valor do pH e da alcalinidade da água alcalinizada com

bicarbonato de sódio, realizou-se um experimento preliminar no qual o valor desses

parâmetros foi acompanhado ao longo de um tempo equivalente ao tempo máximo dos

experimentos de filtração. A Figura 5.4 mostra o resultado do ensaio realizado.

5,0

5,5

6,0

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

9,0

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390

Tempo (min)

Alcalinidade (mg/L CaCO

)

pH Alcalinidade

Figura 5.4 – Ensaios para a verificação da estabilidade do pH e da alcalinidade da água do

córrego do Torto após alcalinização com bicarbonato de sódio – Fevereiro/2006

Ao se constatar, a partir dos dados da Figura 5.4, que não houve variação considerável do

valor do pH e da alcalinidade da água do córrego do Torto após alcalinização em um

período de 390 minutos, período máximo de realização dos experimentos de filtração,

optou-se por realizar a alcalinização da água do Torto no próprio reservatório de água de

estudo, de modo a facilitar os trabalhos experimentais.

5.2 – EXPERIMENTOS DE FILTRAÇÃO EM ESCALA PILOTO

Ao realizar os experimentos de filtração direta descendente, procurou-se operar o filtro por

um período de aproximadamente 5 horas para avaliar as condições de remoção dos

oocistos de

Cryptosporidium no início (período de amadurecimento do filtro – t

) e com 3

horas de filtração (filtração estabelecida ou operação regular do filtro – t

O resumo de todos os experimentos realizados é mostrado na Tabela 5.4. Nessa Tabela são

apresentados os valores de dosagem do sulfato de alumínio (expresso em mg/L de sulfato

de alumínio anidro), do pH da água de estudo e do pH de coagulação adotados em cada

experimento, além da taxa de filtração. De posse dos dados da Tabela 5.4, também se pode

observar se se optou por utilizar dosagem ótima de coagulante, subdosagem ou super

dosagem de sulfato de alumínio ao longo dos experimentos de filtração direta descendente.

Tabela 5.4 – Resumo dos experimentos de filtração direta descendente

Exp. Data AB pH AE pH coag.

Dosagem de

Coagulante (mg/L)

Taxa

dia)

1 23/Jan Paranoá 7,0 – 7,1 6,3 dosagem ótima (5) 210

2 2/Fev Paranoá 6,7 – 6,9 6,2 dosagem ótima (5) 210

3 7/Fev Paranoá 6,7 – 6,9 6,1 dosagem ótima (5) 210

4 13/Fev Paranoá 6,8 – 6,9 6,9 subdosagem (2) 210

5 24/Fev Torto 7,0 – 7,4 6,5 dosagem ótima (10) 210

6 2/Mar Torto 7,1 – 7,2 6,6 dosagem ótima (10) 210

7 8/Mar Torto 7,2 – 7,6 6,7 dosagem ótima (10) 210

8 23/Mar Torto 7,4 – 7,6 6,8 subdosagem (3) 210

9 24/Mai Torto 6,7 – 6,9 6,7 dosagem ótima (4) 105

10 29/Mai Torto 6,8 – 6,9 6,6 dosagem ótima (4) 105

11 5/Jun Torto 7,0 – 7,2 6,8 super dosagem (8) 210

12 7/Jun Torto 7,0 – 7,1 6,6 super dosagem (8) 210

13 19/Jun Torto 6,7 – 7,0 6,6 dosagem ótima (5) 210

14 21/Jun Torto 7,0 – 7,1 6,8 dosagem ótima (5) 210

15 7/Jul Torto 7,0 – 7,1 6,7 dosagem ótima (4) 210

Legenda: AB = água bruta; AE = água de estudo

Aqui cabe lembrar que antes da realização de cada experimento de filtração, era feita uma

seqüência de testes de jarros em que o pH de coagulação era mantido entre 6,1 a 6,9, para a

água do lago Paranoá, e entre 6,5 e 6,8 para a água do córrego do Torto. A dosagem de

sulfato de alumínio anidro era variada na faixa de 0 a 6 mg/L nos experimentos com água

do lago Paranoá e de 0 a 10 mg/L no caso da água do córrego do Torto.

Essas faixas foram adotadas com base nos resultados mostrados no item 5.1. Ou seja, para

a faixa de pH de coagulação selecionada, antes de cada experimento de filtração era

realizada uma seqüência de teste de jarros que permitia a determinação da dosagem

“ótima” de coagulação para água a ser usada no experimento. Nos experimentos em que

foram adotadas subdosagens (dosagens inferiores à dosagem “ótima” determinada) ou

super-dosagens (dosagens superiores à dosagem “ótima” determinada), a dosagem “ótima”

servia de referencial para a seleção dessas outras dosagens.

5.2.1 – Vazões e taxas de filtração

A vazão efluente do filtro descendente era controlada por um rotâmetro dotado de registro

tipo agulha, de modo a se manter constante em cada experimento de filtração. As vazões

foram monitoradas e controladas durante todo o tempo de filtração, para evitar mudanças

significativas na qualidade da água tratada.

A taxa de filtração, e por conseqüência a vazão efluente, foi um dos parâmetros alterados

nos experimentos de filtração direta com a finalidade de observar variações na qualidade

da água tratada e principalmente alterações na remoção de oocistos de Cryptosporidium. O

filtro foi operado com taxas de filtração da ordem de 210 m

dia e 105 m

dia e

vazões de 828 mL/min e 414 mL/min, respectivamente.

A Tabela 5.5 mostra as vazões médias efluentes do filtro e os tempos de duração de cada

experimento em escala piloto. Pode-se encontrar a representação gráfica da variação da

vazão ao longo de cada experimento de filtração no Apêndice B.

Tabela 5.5 – Vazões médias efluentes nos experimentos de filtração direta descendente

Experimentos

Meta Vazão

( mL/min)

Vazão Média

(mL/min)

Desvio Padrão

(%)

Duração

(min)

1 828 823

2,09

225

2 828 821

2,02

195

3 828 828

1,75

270

4 828 826

0,87

315

5 828 825

1,19

270

6 828 826

1,21

300

7 828 832

0,60

390

8 828 831

0,71

390

9 414 413

0,97

300

10 414 415

0,80

300

11 828 824

1,12

210

12 828 821

1,67

210

13 828 825

0,90

300

14 828 826

0,80

300

15 828 828

0,68

300

Legenda – Experimentos 1, 2 e 3: lago Paranoá – dosagem “ótima”; Experimento 4: lago Paranoá – sub-

dosagem; Experimentos 5, 6 e 7: córrego do Torto (Fevereiro e Março/2006) – dosagem “ótima”;

Experimento 8: córrego do Torto (Fevereiro e Março/2006) – subdosagem; Experimentos 9 e 10: córrego do

Torto (Maio a Julho/2006) – taxa reduzida (105 m

dia); Experimentos 11 e 12: córrego do Torto (Maio a

Julho/2006) – super-dosagem; Experimentos 13, 14 e 15: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – dosagem

“ótima”.

Observa-se na Tabela 5.5 e no Apêndice B, que foi atingido o objetivo de manter o mais

constante possível a vazão efluente ao longo dos trabalhos de filtração. Entretanto, ocorreu

maior dificuldade em controlar as vazões nos primeiros experimentos quando comparados

com os experimentos finais, à exceção do experimento 12, onde se pode observar desvio

padrão mais elevado. Esse fato pode ser explicado pela experiência adquirida ao longo do

desenvolvimento dos estudos, já que o controle do rotâmetro era realizado manualmente e

estava diretamente relacionado com a experiência e habilidade do operador.

5.2.2 – Residual de alumínio

De acordo com a Portaria 518/2004 do Ministério da Saúde, a água potável, para estar em

conformidade com o padrão de aceitação para consumo humano, deve ter valor máximo

permitido de 0,2 mg/L de alumínio.

A Figura 5.5 mostra as concentrações residuais de alumínio encontradas nos experimentos

de filtração direta. Foram realizadas análises de alumínio em amostras de água bruta e de

água filtrada no início e em três horas de filtração.

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15

Experimentos

Alumínio (mg/L)

AB AF1 AF2

Legenda: AB: água bruta; AF

: água filtrada no início dos experimentos de filtração (amadurecimento do

filtro – t

); AF

: água filtrada após três horas de filtração (operação regular do filtro – t

); Experimentos 1, 2 e

3: lago Paranoá – dosagem “ótima”; Experimento 4: lago Paranoá – subdosagem; Experimentos 5, 6 e 7:

córrego do Torto (Fevereiro e Março/2006) – dosagem “ótima”; Experimento 8 = córrego do Torto

(Fevereiro e Março/2006) – subdosagem; Experimentos 9 e 10: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – taxa

reduzida (105 m

dia); Experimentos 11 e 12: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – super-dosagem;

Experimentos 13, 14 e 15: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – dosagem “ótima”.

Figura 5.5 – Concentrações de alumínio em amostras de água bruta e filtrada nos

experimentos de filtração direta descendente

Como revela a Figura 5.5, foi encontrado alumínio em todas as amostras de água bruta

analisadas. Há a necessidade de confirmação desses resultados de modo que seja possível

verificar se de fato há esses teores de alumínio ou se estes valores são resultados do

método analítico utilizado.

Apesar da presença de alumínio na água bruta, nenhuma amostra de água filtrada

apresentou concentração de alumínio residual superior ao valor preconizado pela Portaria

MS 518/2004. Entretanto, observa-se que nos experimentos em que foi adotada sub-

dosagem (experimentos 4 e 8) ou super dosagem de coagulante (experimentos 11 e 12) o

residual de alumínio se mostrou um pouco mais elevado. No primeiro caso, de sub-

dosagem, esses valores estão associados ao traspasse de turbidez. Por outro lado, no caso

da super-dosagem, um maior residual de alumínio pode estar associado a alumínio não

agregado aos flocos formados, ou seja, alumínio não utilizado na coagulação. Não há

explicação aparente para os maiores valores observados no experimento 14, quando

comparado aos experimentos 13 e 15, realizados em condições similares.

5.2.3 – Clorofila-a

A clorofila-a é um parâmetro de qualidade que fornece a medida da biomassa de algas

presentes nas águas. Em todos os experimentos de filtração direta foram monitoradas as

concentrações de clorofila-a em amostras de água bruta e de água filtrada, conforme se

pode observar na Figura 5.6.

0,00

2,00

4,00

6,00

8,00

10,00

12,00

14,00

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15

Experimentos

Clorofila-a (

g/L)

AB AF1 AF2

Legenda – AB: água bruta; AF

: água filtrada no início dos experimentos de filtração (amadurecimento do

filtro – t

); AF

: água filtrada após três horas de filtração (operação regular do filtro – t

); Experimentos 1, 2 e

3: lago Paranoá – dosagem “ótima”; Experimento 4: lago Paranoá – subdosagem; Experimentos 5, 6 e 7:

córrego do Torto (Fevereiro e Março/2006) – dosagem “ótima”; Experimento 8: córrego do Torto (Fevereiro

e Março/2006) – subdosagem; Experimentos 9 e 10: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – taxa reduzida

(105 m

dia); Experimentos 11 e 12: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – super-dosagem;

Experimentos 13, 14 e 15: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – dosagem “ótima”.

Figura 5.6 – Concentrações de clorofila-a a em amostras de água bruta e água filtrada nos

experimentos de filtração direta descendente

Como pode ser visto na Figura 5.6 e na Tabela 5.1, as concentrações de clorofila-a

encontradas na água do lago Paranoá possuíam valores entre 11,9 e 12,9 µg/L. Entretanto,

a água proveniente do córrego do Torto apresentou valores de clorofila-a inferiores a 1,6

µg/L. Esse fato foi decisivo na opção por trabalhar com água proveniente do córrego do

Torto, como já mencionado.

Na mesma Figura 5.6, pode-se observar que com exceção dos experimentos onde foi

utilizada subdosagem de coagulante, as concentrações de clorofila-a nas amostras de água

filtrada foram inferiores a 1,5 µg/L, independente da água de estudo utilizada.

5.2.4 – Coliformes totais e E. coli

Foram realizadas quantificações de coliformes totais e E. coli em amostras de água bruta e

de água filtrada no tempo inicial de amadurecimento do filtro, t

, e em três horas de

experimento de filtração, t

, como mostrado na Tabela 5.6.

Tabela 5.6 – Concentração de coliformes totais e E. coli em amostras de água bruta e água

filtrada nos experimentos de filtração direta descendente

Coliformes Totais (NMP/100 mL) E. coli (NMP/100 mL)

Exp AB AF

) AF

) AB AF

) AF

)

1 NR NR NR NR NR NR

2 >2, 4 x 10

56,3 53,7 496,0 9,6 5,2

>2, 4 x 10

156,5 127,4 149,0 2,0 1,0

>2, 4 x 10

129,6 20,1 16,7

5 8,7 x 10

52,8 17,3 148,0 1,0 <1,0

6 1,6 x 10

2,0 2,0 134,0 1,0 <1,0

7 2,9 x 10

11,0 6,3 109,0 1,0 <1,0

8 1, 7 x 10

1,0 x 10

275,5 71,2 52,0 31,0

9 1,8 x 10

26,3 24,3 122,0 1,0 <1,0

10 1,6 x 10

24,3 15,8 75,0 1,0 <1,0

11 1,5 x 10

13,2 13,5 31,0 1,0 <1,0

12 1,4 x 10

15,6 10,8 63,0 1,0 <1,0

13 1,2 x 10

4,1 1 63,0 1,0 <1,0

14 1,2 x 10

6,2 1 31,0 1,0 <1,0

15 2,4 x 10

13,1 3,1 41,0 1,0 <1,0

Legenda: AB: água bruta; AF

: água filtrada no início dos experimentos de filtração (amadurecimento do

filtro – t

); AF

: água filtrada após três horas de filtração (operação regular do filtro – t

); Experimentos 1, 2 e

3: lago Paranoá – dosagem “ótima”; Experimento 4 = lago Paranoá – subdosagem; Experimentos 5, 6 e 7:

córrego do Torto (Fevereiro e Março/2006) – dosagem “ótima”; Experimento 8 = córrego do Torto

(Fevereiro e Março/2006) – subdosagem; Experimentos 9 e 10: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – taxa

reduzida (105 m

dia); Experimentos 11 e 12: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – super-dosagem;

Experimentos 13, 14 e 15: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – dosagem “ótima”.

Como se pode observar na Tabela 5.6, as quantificações de coliformes totais e E. coli

foram geralmente maiores nas águas provenientes do lago Paranoá devido, provavelmente,

ao lançamento de esgoto tratado próximo ao ponto de coleta dessa de água. Verifica-se

também, que foram encontradas quantidades superiores desses microorganismos nas águas

filtradas dos experimentos onde se utilizou subdosagem de coagulante (experimentos 4 e

8), o que ressalta a importância da etapa de coagulação na eficiência da filtração direta.

Além disso, no período de amadurecimento do filtro (AF

), as concentrações de coliformes

totais e E. coli foram, de forma geral, um pouco superiores às concentrações no período de

operação regular do filtro (AF

), indicando que no período inicial de funcionamento do

filtro há maior probabilidade de traspasse de coliformes.

5.2.5 – Turbidez

A turbidez é um parâmetro físico de qualidade da água que fornece um indicativo das

condições da água de estudo. Como mencionado, a Portaria MS 518/2004 determina como

padrão de turbidez para água após filtração rápida (filtração direta ou por tratamento

completo) o valor máximo de 1 UT. Ao mesmo tempo, o parágrafo 2° do artigo 12 dessa

Portaria

observa que com vistas a assegurar a adequada eficiência de remoção de

enterovírus, cistos de Giardia spp. e oocistos de Cryptosporidium sp., que se estabeleça

como meta, para a filtração rápida, a obtenção de efluente filtrado com valores de turbidez

inferiores a 0,5 UT. Com o mesmo objetivo, a USEPA preconiza que o efluente do filtro

tenha valores de turbidez inferiores a 0,3 UT em 95% do tempo.

A Tabela 5.7 mostra a faixa de variação dos valores de turbidez efluente do filtro nos

experimentos de filtração direta descendente, assim como a média e o desvio padrão.

De acordo com a Tabela 5.7, pode-se observar que independente da água de estudo e da

taxa de filtração utilizada, ao trabalhar com condições “ideais” de coagulação, obteve-se

valores de turbidez residual inferiores ao recomendado no artigo 12 da Portaria MS

518/2004, indicando que a ação do filtro direto descendente, em condições “ótimas” de

coagulação, se mostrou eficiente para remoção de turbidez. Além disso, de forma geral, os

valores de turbidez residual foram inferiores a 0,3 UT (valores preconizados pela USEPA,

1998), o que comprova as condições eficientes de remoção para esse parâmetro. O

comportamento da turbidez da água filtrada ao longo de cada experimento de filtração

direta descendente é apresentado no Apêndice C.

Tabela 5.7 – Turbidez residual nos experimentos de filtração direta descendente

Turbidez (UT)

Experimento Faixa Média Desvio Padrão

1 0,17 – 0,25 0,20 0,03

2 0,10 – 0,19 0,13 0,03

3 0,13 – 0,30 0,21 0,05

4 1,2 – 1,9 1,5 0,20

5 0,20 – 0,38 0,28 0,06

6 0,13 – 0,28 0,23 0,04

7 0,14 – 0,23 0,18 0,04

8 4,7 – 5,8 5,9 0,36

9 0,06 – 0,18 0,13 0,05

10 0,08 – 0,19 0,12 0,03

11 0,07 – 0,21 0,12 0,05

12 0,09 – 0,16 0,12 0,04

13 0,09 – 0,13 0,11 0,02

14 0,09 – 0,14 0,11 0,02

15 0,09 – 0,13 0,08 0,02

Legenda: Experimentos 1, 2 e 3: lago Paranoá – dosagem “ótima”; Experimento 4: lago Paranoá – sub-

dosagem; Experimentos 5, 6 e 7: córrego do Torto (Fevereiro e Março/2006) – dosagem “ótima”;

Experimento 8: córrego do Torto (Fevereiro e Março/2006) – subdosagem; Experimentos 9 e 10: córrego do

Torto (Maio a Julho/2006) – taxa reduzida (105 m

dia); Experimentos 11 e 12: córrego do Torto (Maio a

Julho/2006) – super-dosagem; Experimentos 13, 14 e 15: córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – dosagem

“ótima”.

Ao optar por adotar super-dosagens de coagulante, experimentos 11 e 12, os valores da

turbidez residual também se mantiveram inferiores a 0,3 UT. Somente quando foram

utilizadas subdosagens de coagulante, experimentos 4 e 8, é que a turbidez residual

ultrapassou os valores preconizados pela Portaria MS 518/2004 e pela USEPA. Ao

observar esses resultados, pode-se constatar o que a literatura técnica preconiza (Huck

al.

, 2002b. Emelko, 2003 e Pereira et al., 2005), ou seja, falhas na etapa de coagulação,

particularmente no caso da filtração direta, afetam de forma notável a qualidade do

efluente filtrado.

5.2.6 – Perdas de carga

O monitoramento da perda de carga ao longo da duração da carreira de filtração e a

profundidade do meio filtrante permitem observar a propagação da frente de impurezas.

Na prática de operação das ETAs, a perda de carga é um dos indicadores do momento de

interrupção da carreira de filtração para se proceder a lavagem do filtro. Esse valor é pré-

estabelecido no projeto do filtro. O outro indicador da necessidade de se lavar o filtro é a

turbidez maior do que 1 UT (Portaria MS 518/2004). Idealmente, para melhorar o

aproveitamento do meio filtrante, esses dois indicadores devem ocorrer simultaneamente.

A Figura 5.7 apresenta a evolução da perda de carga ao longo da duração dos experimentos

de filtração direta descendente, realizados com água proveniente do lago Paranoá. Nessa

Figura se pode observar que a evolução da perda de carga no experimento 1 não foi linear

e que a partir de 180 minutos de funcionamento do filtro, a inclinação da curva de perda de

carga aumentou bruscamente. Esse fato aparentemente pode ser atribuído a dificuldade

inicial de operação do filtro, já que esse foi o primeiro experimento completo realizado ao

longo dos trabalhos em escala piloto.

12 0

15 0

18 0

210

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390

Tempo (min)

Perda de carga (cm)

Ex p 1 Ex p 2 Ex p 3 Ex p 4 ∆H Limite

Experimentos 1, 2 e 3 = lago Paranoá – dosagem “ótima”; Experimento 4 = lago Paranoá – subdosagem.

Figura 5.7 – Perda de carga nos experimentos de filtração direta descendente com água

proveniente do lago Paranoá no período de Janeiro e Fevereiro/2006

Observa-se também, que não foi possível atingir a meta de 5 horas de trabalhos de filtração

ao realizar os experimentos 2 e 3. Atribuiu-se essa rápida colmatação do meio filtrante à

característica do lago Paranoá em que a turbidez é basicamente relecionada à presença de

algas, nesses experimentos representados por concentração de clorofila-a de cerca de 12

µg/L. Comportamento similar ao mostrado na Figura 5.7 foi observado por Cezar (2000)

em experimentos também realizados com água do lago Paranoá e filtro de areia.

Entretanto, esperava-se que no presente trabalho, em função das características do meio

filtrante adotado, maior granulometria e menor CD, a duração da carreira de filtração seria

maior.

100

Como era de se esperar, a perda de carga observada ao longo do experimento 4 foi bem

inferior às observadas nos experimentos anteriores, se mantendo praticamente constante,

devido a baixa retenção de impurezas no filtro, causada pelas condições falhas de

coagulação (subdosagem).

As Figuras D.1 a D.4 do Apêndice D mostram o crescimento da perda de carga nas

camadas (profundidade) do meio granular ao longo de cada experimento de filtração direta

descendente realizados com água do lago Paranoá. A perda de carga específica para cada

camada (profundidade), expressa em centímetro de coluna de água por centímetro de meio

filtrante, foi calculada dividindo-se a diferença entre as leituras de pressão nas tomadas

piezométricas subseqüentes distribuídas ao longo do meio filtrante pela espessura da

camada em questão.

Analisando as Figuras D.1, D.2 e D.3, observa-se que nesses experimentos somente a

primeira e a segunda camada do meio filtrante foram efetivas na retenção de impurezas, o

que caracteriza um processo de filtração praticamente superficial. Entretanto, esse processo

de filtração superficial ocorreu de forma mais acentuada nos experimentos 2 e 3, quando

comparados ao experimento 1. Ao observar a Figura D.4, conclui-se que quando se usou

subdosagem de coagulante, houve uma ocupação mais uniforme do meio filtrante, já que

não ocorreu retenção efetiva de impurezas em nenhuma camada.

Comparando a Figura 5.8, que apresenta os resultados da evolução de perda de carga total

para o grupo de experimentos de filtração realizado com água do córrego do Torto, com a

Figura 5.7, relativa aos experimentos com água do lago Paranoá, observa-se que a taxa de

crescimento das curvas de perda de carga nos experimentos com água do córrego do Torto

foi menor, indicando que a duração da carreira de filtração para essa água tende a ser maior

do que para a água do lago Paranoá, provavelmente em função da menor presença de algas,

(teor de clorofila-a da água bruta em torno de 1 µg/L)

Ao analisar as Figura D.5, D.6 e D.7 do Apêndice D, observa-se que, diferentemente do

observado nos experimentos com água do lago Paranoá, há ocupação da terceira camada e

indícios de ocupação da quarta camada, sinalizando que a filtração estava ocorrendo em

maior profundidade. É difícil prever se (e como) a ocupação de camada mais profunda que

a terceira (profundidade maior do que 20 cm) ocorreria ao longo da duração total da

carreira de filtração. Entretanto, prolongando-se as retas de perda de carga total na Figura

101

5.8, estima-se que a duração da carreira de filtração nesse experimento atingiria entre 7 e

10 horas, considerando uma carga hidráulica disponível de 1,8 m. Os dados da Figura 5.7

para a água do lago Paranoá, mostra que a duração da carreira de filtração não excederia 5

horas, o que é muito pouco se comparado com as carreiras de filtração geralmente obtidas

em escala real.

12 0

15 0

18 0

210

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390

Tempo (min)

Perda de carga (cm)

Ex p 5 Ex p 6 Ex p 7 Ex p 8 ∆H Limite

Legenda: Experimentos 5, 6 e 7 = córrego do Torto (Fevereiro e Março/2006) – dosagem “ótima”;

Experimento 8 = córrego do Torto (Fevereiro e Março/2006) – subdosagem.

Figura 5.8 – Perda de carga nos experimentos de filtração direta descendente com água

proveniente do córrego do Torto no período de Fevereiro e Março/2006

Quando se observa a Figura D.8 do Apêndice D, conclui-se que houve ocupação mais

uniforme do meio ao longo do experimento 8, devido a baixa retenção de impurezas em

todas as camadas. Assim como no experimento 4, a perda de carga no experimento 8 se

manteve praticamente constante ao longo de todo o tempo de operação do filtro, como

resultado da baixa eficiência do filtro em condição de subdosagem de coagulante.

Ao realizar comparações entre os experimentos realizados em condições “ótimas” de

coagulação com água proveniente do córrego do Torto em Fevereiro e Março de 2006 e os

experimentos realizados com água proveniente do córrego do Torto entre Maio e Julho de

2006, observa-se a partir das Figuras do Apêndice D, que as perdas de carga específicas

são menores nos experimentos 13, 14 e 15 do que nos experimentos 5, 6 e 7. Esse fato por

ser explicado pelas características da água de estudo e dosagens de coagulante requeridas.

Nos experimentos 5, 6 e 7 os valores de turbidez da água do córrego do Torto eram mais

elevados e a dosagem “ótima” de coagulante foi o dobro da utilizada nos experimentos 13,

14 e 15, como pode ser observado na Tabela 5.4.

Na Figura 5.9 é possível visualizar que o crescimento da perda de carga ao longo da

duração dos experimentos de filtração com taxas de filtração de 210 e 105 m

dia são

102

praticamente paralelas sugerindo, equivocadamente, que para o filtro utilizado na dosagem

“ótima” de coagulante a retenção de impurezas se dá de forma semelhante independente da

taxa de filtração. Comparando as Figuras D.9 e D.10 com a Figura D.13, D.14 e D.15,

verifica-se que nos experimentos com a menor taxa, a retenção de impurezas está mais

concentrada na primeira camada, enquanto que para a maior taxa a retenção está mais

distribuída entre a primeira e segunda camada. Cabe ainda lembrar que a carga de material

particulado afluente ao filtro no segundo caso é duas vezes maior do que no primeiro e que

essa melhor distribuição garante uma taxa de crescimento de perda de carga similar nos

dois casos.

12 0

15 0

18 0

210

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390

Tempo (min)

Perda de carga (cm)

Ex p 9 Exp 10 Exp 11 Exp 12

Exp 13 Exp 14 Exp 15 ∆H Limite

Experimentos 9 e 10 = córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – taxa reduzida (105 m

dia); Experimentos

11 e 12 = córrego do Torto (Maio a Julho/2006) – super-dosagem; Experimentos 13, 14 e 15 = córrego do

Torto (Maio a Julho/2006) – dosagem “ótima”

Figura 5.9 – Perda de carga nos experimentos de filtração direta descendente com água

proveniente do córrego do Torto no período de Maio a Julho/2006

Uma análise superficial das Figuras D.13, D.14 e D.15 pode induzir o observador a sugerir

que está ocorrendo nesses casos, uma filtração praticamente de superfície. Entretanto, é

necessário observar que a duração da carreira de filtração nesses experimentos, se

disponibilizada uma carga hidráulica de 1,8 m, poderia, extrapolando as retas de perda de

carga total, atingir cerca de 15 horas, não sendo possível, a partir dos dados obtidos, inferir

qual o comportamento da frente de impurezas com a continuação da operação do filtro.

Porém, acredita-se que haveria uma ocupação maior do que nos casos anteriores.

Ainda analisando a Figura 5.9, verifica-se que nos experimentos 11 e 12, realizados com

super-dosagem de coagulante, a declividade das retas de crescimento da perda de carga é

maior (maior ângulo) do que nos experimentos 13 a 15 (dosagem “ótima”). Esse

103

comportamento era esperado em função da maior carga de sólidos afluentes ao filtro,

associada a maior dosagem de coagulante.

Apesar da maior taxa de crescimento da perda de carga total e específica (Figuras D.11 e

D.12), observa-se que em termos de avanço da frente de impurezas (expressa pela

distribuição da perda de carga específica nas camadas) há semelhança no comportamento

dos experimentos 11 e 12 com os experimentos 13, 14 e 15, sugerindo que a penetração

das impurezas está sendo regida pela taxa de filtração.

5.2.7 – Experimentos de Filtração Direta Descendente – Água do lago Paranoá

Como já foi mencionado, foram realizados quatro experimentos com água proveniente do

lago Paranoá. Nos três primeiros experimentos, utilizou-se dosagem “ótima” do coagulante

sulfato de alumínio. No quarto experimento, foi utilizada uma subdosagem de coagulante,

de modo que fosse possível comparar as remoções dos parâmetros de qualidade da água de

ambas as condições de coagulação. As Tabelas 5.1 e 5.8 apresentam a caracterização da

água bruta e da água de estudo, respectivamente, ao longo desses experimentos e a Tabela

5.9 fornece os valores residuais e as remoções dos parâmetros de qualidade da água de

interesse nos tempos t

e t

, que equivalem às amostras coletadas no início da filtração (15

minutos) e em 3 horas de experimento de filtração.

Tabela 5.8 – Caracterização da água de estudo preparada com água do lago Paranoá

utilizada em cada experimento de filtração – Janeiro e Fevereiro/2006

Experimentos 1 2 3 4

Turbidez (UT)

3,1 3 5,6 4,7

7,1 6,7 6,7 6,9

Clorofila-a (µg/L)

12,9 11,9 12,0 11,9

Alcalinidade (mg/L CaCO

)

21 17 16 22

Coliformes Totais (NMP/100ml)

NR > 2,42 x 10

> 2,42 x 10

E. coli (NMP/100 mL)

NR 496 149 129,6

Oocistos Cryptosporidium (ooc/L)

1060 860 1050 750

Legenda: NR = não realizado; Experimentos 1, 2 e 3: dosagem “ótima” de coagulante; Experimento 4:

subdosagem de coagulante.

104

Tabela 5.9 – Residual e remoções de turbidez, clorofila-a, ocistos de Cryptosporidium e E.

coli

em experimentos com água de estudo preparada com água do lago Paranoá – Janeiro e

Fevereiro/2006

Experimentos 1 2 3 4

Residual (UT)

0,2 0,1 0,2 1,5

Turbidez Média

Remoções (%)

93,6 95,5 96,3 67,6

Residual (µg/L)

1,3 1,5 1,1 4,2

Clorofila-a t

Remoções (%)

89,8 87,5 91,2 64,9

Residual (µg/L)

0,8 0,8 0,7 3,2

Clorofila-a t

Remoções (%)

93,9 93,4 94,5 73,3

Residual (ooc/L)

60 18 42 243

Oocistos

Cryptosporidium

Remoções (% - log)

94,3 – 1,25 97,9 – 1,68 96,0 – 1,40 67,4 – 0,49

Residual (ooc/L)

20 8 15 167

Oocistos

Cryptosporidium

Remoções (% - log)

98,1 – 1,72 99,1 – 2,03 98,6 – 1,85 77,8 – 0,65

Residual

(NMP/100 mL)

SM 9,6 2,0 20,1

E. coli t

Remoções (%)

NR 98,1 98,7 84,5

Residual

(NMP/100 mL)

SM 5,2 1,0 16,7

E. coli t

Remoções (%)

NR 98,95 99,33 87,11

Legenda: NR = não realizado; SM = sem monitoramento; Experimentos 1, 2 e 3 = dosagem “ótima” de

coagulante; Experimento 4 = subdosagem de coagulante; t

= tempo de madurecimento do filtro; t

= tempo

de operação regular do filtro.

Ao analisar os dados referentes aos experimentos 1, 2 e 3, na Tabela 5.9, pode-se observar

remoções dos parâmetros de qualidade da água superiores a 90%, no tempo t

de operação

regular do filtro. Esses valores podem ser considerados altos para turbidez, clorofila-a e

coli.

Com relação aos oocistos de Cryptosporidium, as remoções foram, de forma geral,

próximas de 2 log, sendo dessa forma inferiores a valores de 3 log encontrados por alguns

pesquisadores ao utilizar filtração direta em processo de tratamento de água. Sendo assim,

mesmo para remoções elevadas de turbidez, com valores residuais inferiores a 0,3 UT

(preconizados pela USEPA), as remoções de oocistos de Cryptosporidium não atingiram 3

log e os valores residuais desses oocistos foram elevados, o que pode acarretar risco de

infecção, se concentrações afluentes da ordem de 10

oocistos/L fossem as concentrações

presentes na natureza.

Como era de se esperar e confirmando o já verificado por Ongerth e Percoraro (1995),

Emelko (2003), Huck et al. (2002b), Dugan et al., (2001), entre outros, quando foi

utilizada dosagem muito inferior a dosagem “ótima” de coagulação, em situações de sub-

dosagem de coagulante, como no experimento 4, as remoções dos parâmetros de qualidade

105

da água, inclusive os oocistos de Cryptosporidium, foram comprometidas, quando

comparadas com a operação do filtro em condição de coagulação “ótima”.

Esse resultado é explicado pela teoria de filtração. Ao utilizar subdosagem de sulfato de

alumínio no processo de coagulação, não houve a eficiente desestabilização das partículas

por quantidade insuficiente de coagulante, e dessa forma, a retenção das impurezas no

meio filtrante não é efetiva. Essa retenção não ocorreu porque os mecanismos de aderência

não foram eficientes. Segundo Amirtharajah (1988), os mecanismos de aderência são

governados pelas características físico-químicas da suspensão e do meio filtrante e são

fortemente influenciados pela desestabilização das partículas.

A retenção não eficiente pode ser comprovada na Figura 5.7, onde se verifica o pequeno

crescimento da perda de carga ao longo de toda a carreira de filtração, quando comparado

com o crescimento obtido nos experimentos com dosagem “ótima” (experimentos 1, 2 e 3).

Ongerth e Percoraro (1995) realizaram experimentos de filtração direta em escala piloto

para condições “ótimas” (10 mg/L de sulfato de alumínio anidro) e sub-ótimas (5 mg/L de

sulfato de alumínio anidro) de coagulação. Esses pesquisadores utilizaram filtro com tripla

camada de antracito, areia e granada, com tamanho dos meios variando entre 1,0 a 1,1 mm,

0,45 a 0,55 mm e 0,18 a 0,22 mm, respectivamente. Ongerth e Percoraro (1995)

constataram que as remoções de oocistos de Cryptosporidium foram de 2,7 a 3,1 log para o

primeiro caso e 1,5 log para o segundo. Esses valores são superiores aos encontrados na

Tabela 5.9. As diferenças de remoção podem estar associadas às múltiplas camadas de

filtração, às características da água de estudo e ao meio filtrante utilizado.

Da comparação direta dos dados apresentados na Tabela 5.9, observa-se que, no tempo t

de funcionamento do filtro (início dos experimentos), em condições de dosagem “ótima”

de coagulante (experimentos 1, 2 e 3), os valores de eficiência de remoção dos parâmetros

de qualidade da água foram um pouco menores do que os valores obtidos no tempo t

três horas de experimento.

Na condição de subdosagem (experimento 4), houve um distanciamento maior entres as

remoções dos parâmetros de qualidade da água em relação aos tempos t

e t

. Então, além

da eficiência de filtração se tornar severamente comprometida com as falhas de

106

coagulação, ainda pode ocorrer um maior comprometimento no período inicial de

funcionamento do filtro, o que acarreta grande risco microbiológico.

5.2.8 – Experimentos de filtração direta descendente – Água do córrego do Torto

5.2.8.1 – Experimentos de filtração direta descendente – Água do córrego do Torto –

Fevereiro e Março de 2006

Em fevereiro e março de 2006 foram realizados quatro experimentos de filtração direta

com água proveniente do córrego do Torto. Nos três primeiros experimentos, utilizou-se

dosagem “ótima” do coagulante sulfato de alumínio. No quarto experimento, foi utilizada

subdosagem de coagulante. Também se procurou observar as características da água do

lago Paranoá e da água do córrego do Torto na remoção das impurezas, particularmente na

remoção dos oocistos de Cryptosporidium.

As Tabelas 5.2 e 5.10 mostram a caracterização da água bruta e da água de estudo,

respectivamente, ao longo dos experimentos realizados com água do córrego do Torto em

Fevereiro e Março/2006 e a Tabela 5.11 fornece os valores residuais e as remoções dos

parâmetros de qualidade da água nos tempos de amadurecimento do filtro – t

e no tempo

de operação regualar do mesmo – t

Tabela 5.10 – Caracterização da água de estudo preparada com água do córrego do Torto

utilizada em cada experimento de filtração – Fevereiro e Mraço/2006

Experimentos 5 6 7 8

Turbidez (UT)

5,8 9,2 9,0 7,9

7,3 7,2 7,5 7,5

Clorofila-a (µg/L)

1,2 0 0 1,6

Alcalinidade (mg/L CaCO

)

36 34 37 35

Coliformes Totais (NMP/100ml)

8,7 x 10

1,6 x 10

2,9 x 10

1,7 x 10

E. coli (NMP/100mL)

148 134 109 71,2

Oocistos Cryptosporidium (ooc/L)

672 1067 640 930

Legenda: Experimentos 5, 6 e 7 = dosagem “ótima” de coagulante; Experimento 8 = subdosagem de

coagulante

107

Tabela 5.11 – Residual e remoções de turbidez, clorofila-a, ocistos de Cryptosporidium,

coliformes totais e E. coli em experimentos com água de estudo preparada com água do

córrego do Torto –Fevereiro e Março/2006

Experimentos 5 6 7 8

Residual (UT)

0,28 0,23 0,18 5,90

Turbidez Média

Remoções (%)

95,2 97,5 98,0 33,4

Residual (µg/L)

0,09 ND ND 0,7

Clorofila-a t

Remoções (%)

92,4 NR NR 57,0

Residual (µg/L)

0 ND ND 0,50

Clorofila-a t

Remoções (% - log)

100 NR NR 68,4

Residual (ooc/L)

125 88 64 246

Oocistos

Cryptosporidium

Remoções (% - log)

81,4 – 0,73 91,7 – 1,08 90,0 – 1,00 73,5 – 0,58

Residual (ooc/L)

74 64 42 210

Oocistos

Cryptosporidium

Remoções (% - log)

89,0 – 0,96 94,0 – 1,22 93,4 – 1,18 77,4 – 0,65

Residual

(NMP/100 mL)

52,8 2 11 1046,2

Coliformes

totais t

Remoções (%)

99,4 99,9 99,6 37,1

Residual

(NMP/100 mL)

17,3 2 6,3 275,5

Coliformes

totais t

Remoções (%)

99,8 99,9 99,8 83,4

Residual

(NMP/100 mL)

1,0 1,0 1,0 52,0

E. coli t

Remoções (%)

99,3 99,2 99,1 27,0

Residual

(NMP/100 mL)

<1,0 <1,0 <1,0 31,0

E. coli t

Remoções (%)

100 100 100 56,5

Legenda: t

= tempo de amadurecimento do filtro; t

= tempo de operação regular do filtro; Experimentos 5, 6

e 7 = dosagem “ótima” de coagulante; Experimento 8 = subdosagem de coagulante.

Como nos experimentos com água proveniente do lago Paranoá, verifica-se claramente na

Tabela 5.11 uma tendência de maiores remoções dos parâmetros de qualidade da água em

condições “ótimas” de coagulação (experimentos 5, 6 e 7) quando comparados com a

condição de subdosagem de coagulante (experimento 8). Esses resultados são consistentes

com os resultados de perda de carga, a partir dos quais se verifica a baixa retenção de

impurezas no experimento 8, resultando no não crescimento da perda de carga ao longo do

experimento de filtração.

Dos dados da Tabela 5.11 observa-se que, de um modo geral, na condição de dosagem

“ótima”, as remoções de coliformes totais e de E. coli no filtro foram superiores às

remoções de oocistos de Cryptosporidium. Já na condição de subdosagem, as remoções de

coliformes totais e de E. coli foram inferiores as remoções de oocistos de Cryptosporidium.

108

Da Tabela 5.11, pode-se observar também, que os valores residuais de E. coli, para os

experimentos onde foi utilizada dosagem “ótima” de coagulante, no tempo de operação

regular do filtro, foram menores do que 1 NMP/100 ml. Sendo assim, convencionou-se que

as remoções de E. coli para a condição testada foi 100%. Dessa forma, esses valores são

geralmente superiores aos valores obtidos em estação de tratamento por filtração direta em

escala real.

Em relação à comparação entre as eficiências obtidas nos momentos t

e t

dos

experimentos de filtração, observa-se que em termos de valores absolutos, a eficiência no

tempo t

é um pouco maior do que a eficiência no tempo t

, para os parâmetros avaliados.

Essa tendência segue o preconizado na teoria de filtração, em função de que nos primeiros

momentos da filtração, os mecanismos de aderência não são favorecidos, pois o contato do

floco desestabilizado se dá com o meio filtrante não desestabilizado, diferentemente do que

ocorre na operação regular do filtro, onde há aderência de floco com floco.

5.2.8.2 – Experimentos de filtração direta descendente – Água do córrego do Torto – Maio

a Julho de 2006

Nos meses de Maio a Julho de 2006 foram realizados sete experimentos de filtração direta

descendente com água do córrego do Torto. Embora a água de abastecimento do filtro

descendente tenha sido proveniente do mesmo manancial superficial que a água utilizada

nos experimentos 5, 6, 7 e 8, é importante destacar que devido ao tempo decorrido entre os

experimentos, houve mudanças das características da água bruta, principalmente no que

tange ao parâmetro turbidez, de modo que ocorreram diminuições dos valores de turbidez

em média de aproximadamente 5,0 UT, como pode ser comprovado nas Tabelas 5.2 e 5.3.

Com a mudança nas características da água do córrego do Torto, verificou-se a partir dos

ensaios em teste de jarros, alterações significativas da dosagem “ótima” de coagulante, e,

por essa razão, foram realizados novos experimentos com dosagem “ótima” e

superdosagem de sulfato de alumínio, agregando também, experimentos com redução de

taxa de filtração.

A caracterização da água de estudo ao longo dos experimentos realizados com água do

córrego do Torto em Maio a Julho/2006 pode ser observada na Tabela 5.12. Os valores

109

residuais e as remoções dos parâmetros de qualidade da água avaliados são mostrados nas

Tabelas 5.13 e 5.14.

Tabela 5.12 – Caracterização da água de estudo preparada com água do córrego do Torto

utilizada em cada experimento de filtração – Maio a Julho/2006

Experimentos 9 10 11 12 13 14 15

Turbidez

(UT)

4,1 3,7 3,0 3,0 2,7 2,5 2,6

6,8 6,8 7,0 7,0 6,9 7,0 7,0

Clorofila-a

(µg/L)

1,4 1,4 1,6 0,8 1,4 1,1 1,1

Alcalinidade

(mg/L CaCO

)

31 34 35 31 35 31 31

Coliformes Totais

(NMP/100ml)

1,8 x 10

1,6 x 10

1,5 x 10

1,4 x 10

1,2 x 10

2,4 x 10

E. coli

(NMP/100 mL)

122 75 31 63 63 31 41

Oocistos

Cryptosporidium

(ooc/L)

638 616 858 959 743 977 944

Legenda: Experimentos 9 e 10 = taxa reduzida de filtração para 105 m

dia; Experimentos 11 e 12 = super-

dosagem de coagulante; Experimentos 13, 14 e 15 = dosagem “ótima” de coagulante.

Tabela 5.13 – Residual e remoções de turbidez, clorofila-a, oocistos de Cryptosporidium e

E. coli nos experimentos 9, 10, 11 e 12, com água de estudo preparada com água do

córrego do Torto – Maio a Julho/2006

Experimentos

9 10 11 12

Residual (UT)

0,1 0,1 0,1 0,1

Turbidez Média

Remoções (%)

96,9 96,7 96,1 96,1

Residual (µg/L)

0,7 0,7 1,1 0,6

Clorofila-a a t

Remoções (%)

51,7 53,1 32,9 30,4

Residual (µg/L)

0,5 0,5 0,9 0,4

Clorofila-a a t

Remoções (%)

63,4 66,9 43,0 45,6

Residual (ooc/L)

SM SM 228 215

Oocistos

Cryptosporidium

Remoções (% - log)

NR NR 73,4 – 0,58 77,5 – 0,65

Residual (ooc/L)

181 182 190 192

Oocistos

Cryptosporidium

Remoções (% - log)

71,7 – 0,55 70,4 – 0,53 77,9 – 0,65 80,0 – 0,70

Residual

(NMP/100 mL)

26,3 24,3 13,2 15,6

Coliformes totais

Remoções (%)

98,5 98,5 99,1 98,9

Residual

(NMP/100 mL)

24,3 15,8 13,5 10,8

Coliformes totais

Remoções (%)

98,6 99,0 99,1 99,2

Residual

(NMP/100 mL)

1,0 1,0 1,0 1,0

E. coli t

Remoções (%)

99,2 98,7 96,8 98,4

Residual

(NMP/100 mL)

<1,0 <1,0 <1,0 <1,0

E. coli t

Remoções (%)

100 100 100 100

Legenda – NR: não realizado; SM: sem medição; t

: tempo de madurecimento do filtro; t

: tempo de operação regular do filtro;

Experimentos 9 e 10: taxa reduzida de filtração de 105 m

dia; Experimentos 11 e 12: super-dosagem de coagulante.

110

Tabela 5.14 – Residual e remoções de turbidez, clorofila-a, oocistos de Cryptosporidium,

coliformes totais e E. coli nos experimentos 13, 14 e 15, com água de estudo preparada

com água do córrego do Torto – Maio a Julho/2006

Experimentos 13 14 15

Residual (UT)

0,1 0,1 0,1

Turbidez Média

Remoções (%)

95,8 95,5 96,8

Residual (µg/L)

0,7 0,5 0,5

Clorofila-a a t

Remoções (%)

54,5 51,9 50,0

Residual (µg/L)

0,5 0,4 0,4

Clorofila-a a t

Remoções (%)

63,4 61,3 62,3

Residual (ooc/L)

219 342 273

Oocistos

Cryptosporidium

Remoções (% - log)

70,5 – 0,53 65,0 – 0,46 71,0 – 0,54

Residual (ooc/L)

179 325 255

Oocistos

Cryptosporidium

Remoções (% - log)

75,9 – 0,62 66,7 – 0,48 73,0 – 0,57

Residual (NMP/100 mL)

4,1 6,2 13,1

Coliformes totais

Remoções (%)

99,7 99,5 99,4

Residual (NMP/100 mL)

1,0 1,0 3,1

Coliformes totais

Remoções (%)

99,9 99,9 99,9

Residual (NMP/100 mL)

1,0 1,0 1,0

E. coli t

Remoções (%)

98,4 96,8 99,9

Residual (NMP/100 mL)

<1,0 <1,0 <1,0

E. coli t

Remoções (%)

100 100 100

Legenda: t

= tempo de madurecimento do filtro; t

= tempo de operação regular do filtro; Experimentos 13,

14 e 15 = dosagem “ótima” de coagulante.

Ao realizar os experimentos 9 e 10, com taxa de filtração reduzida para 105 m

dia,

optou-se por não coletar amostras de água filtrada para efetuar a detecção de oocistos de

Cryptosporidium, no tempo t

do experimento, devido a escassez de material para detecção

desses microorganismos.

De acordo com os dados das Tabelas 5.13 (experimentos 9 e 10) e 5.14 (experimentos 13,

14 e 15), é possível observar que os valores de remoções de oocistos de Criptosporidium,

turbidez, coliformes totais e E.coli são muito próximos quando se comparam experimentos

nos quais foram empregadas taxas de filtração reduzida (105 m

dia) com experimentos

onde foram utilizadas taxas de filtração de 210 m

dia. Importante lembrar que nos dois

grupos de experimentos foi utilizada dosagem “ótima” de coagulante.

111

Dugan e Williams (2004), por sua vez, observaram remoções distintas de oocistos de

Cryptosporidium, ao utilizarem taxas de filtração de 120 m

dia e 240 m

dia, com

meio filtrante de dupla camada de antracito e areia e sulfato de alumínio como coagulante,

em estações de filtração direta sem pré-floculação. Segundo esses pesquisadores, foram

obtidas remoções médias de oocistos de Cryptosporidium maiores do que 4,2 log para taxa

de filtração de 120 m

dia e de 1,9 log para taxa de filtração de 240 m

dia. Essa

diferença de comportamento entre os diferentes trabalhos sugere a necessidade de maior

avaliação dos parâmetros operacionais e de projeto.

Ao se comparar, para a mesma taxa de filtração, os experimentos nos quais utilizou super-

dosagem de coagulante (experimentos 11 e 12) com os experimentos em que foi utilizada

dosagem “ótima” de sulfato de alumínio (experimentos 13, 14 e 15), pode-se constatar que

as remoções de oocistos de Cryptosporidium foram um pouco superiores nos experimentos

com super-dosagem. Entretanto, não se observou diferenças notáveis entre as remoções de

turbidez, coliformes totais e

E. coli.

Esse fato pode ser explicado por Bustamante et al. (2001). Esses pesquisadores observaram

a interação entre os oocistos de Cryptosporidium e os coagulantes utilizados no processo

de tratamento de água. Bustamante et al. (2001) utilizaram 6,8 mg/L de sulfato de alumínio

anidro, valor próximo ao utilizado nos experimentos de super-dosagem de coagulante (8

mg/L), e observaram o efeito do pH na interação entre os oocistos de Cryptosporidium e o

alumínio, assim como o efeito da remoção desses microorganismos por filtração.

Para Bustamante

et al. (2001), com valores de pH próximos de 7 (valores de pH

observados nos experimentos 11 e 12 de super-dosagem de coagulante) ocorre o aumento

da concentração de espécies hidrolisadas de alumínio. Segundo esses pesaquisadores, essas

espécies não são apenas eletrostaticamente adsorvidas nos sítios negativamente carregados,

mas também interagem quimicamente com os grupos carboxilados e fostatos da superfície

dos oocistos, tornando-os negativos. Essa interação específica das espécies hidrolisadas de

alumínio e a superfície dos oocistos resultam em uma forte atração entre os flocos e os

oocistos da ordem de 10 kT, de modo que essa força de atração pode ser um fator

determinante na habilidade dos flocos de alumínio em reterem os oocistos de

Cryptosporidium no meio filtrante. Entrentanto, esses autores observam que essa interação

entre flocos de alumínio e oocistos de Cryptosporidium precisa ser testada em

112

experimentos de filtração para se garantir que essa interação realmente possa ser

confirmada em condições de filtração em escala real.

Além disso, mais uma vez, ao utilizar água do córrego do Torto nos meses de Maio a Julho

de 2006, observou-se que a remoção de E. coli, no tempo de operação regular do filtro, no

tempo t

, foi de 100%, destacando-se que a remoção completa de E. coli não é usual em

estações de tratamento de água por filtração direta.

5.2.9 – Influência da qualidade da água na remoção de oocistos de Cryptosporidium e

parâmetros indicadores

A partir dos dados das Tabelas 5.9, 5.11 e 5.14 é possível observar, que há diferenças entre

as remoções de oocistos de Cryptosporidium e E. coli quando se compara a água

proveniente do lago Paranoá com a água do córrego do Torto, nas condições “ótimas” de

coagulação. Contudo, não foram observadas diferenças apreciáveis para as remoções de

turbidez, nas condições estudadas. Pode-se observar também, que, sob condições “ótimas”

de coagulação, as remoções de oocistos de

Cryptosporidium foram maiores quando se

utilizou água proveniente do lago Paranoá, em operação regular do filtro.

Analisando o comportamento do filtro quando foi utilizada água de estudo preparada a

partir da água do lago Paranoá, verifica-se, como já discutido no item 5.2.6, que a remoção

de impurezas se concentra nas duas primeiras camadas, com destaque para a primeira

camada, gerando assim, valores de perdas de carga específicas muito elevados se

comparados aos experimentos com água do córrego do Torto.

A elevada perda de carga específica observada com a água do lago Paranoá sugere que as

forças de aderência nesse caso resistam mais às forças de cisalhamento do que na situação

do córrego do Torto. Como as forças de aderência são regidas pelas características

superficiais das partículas e do meio e, são influenciadas significativamente pela

desestabilização das partículas, pode-se inferir que as características da água do lago

Paranoá, com presença de algas, juntamente com uma coagulação adequada, promoveram

um processo de retenção mais eficiente. Aqui cabe ressaltar que muitas algas, assim como

outros organismos, são capazes de produzir matéria orgânica extra-celular, que pode agir

como polieletrólitos auxiliares na resistência dos flocos e na aderência entre eles.

113

Entretanto, as remoções de E. coli foram menores quando se utilizou a água do lago

Paranoá, o que não é consistente com a explicação anterior. Uma possível explicação para

essa inconsistência pode ter origem na precisão do método analítico utilizado tendo em

vista as concentrações iniciais de E. coli na água do córrego do Torto, como observadas

nas Tabelas 5.10 e 5.12. Dos dados dessas Tabelas, observa-se que em alguns

experimentos, as concentrações iniciais de

E.coli foram inferiores a 100 NMP/100mL.

Como o método analítico utilizado possui limite inferior de detecção de 1 NMP/100mL,

nos casos em que as concentrações iniciais de

E.coli são baixas, não se pode afirmar com

precisão o valor da remoção atingida no experimento de filtração. Como exemplo, pode-se

citar o valor inicial de

E. coli de 31 NMP/100mL presente na água bruta do experimento

14 (Tabela 5.12) e a concentração residual de

E.coli inferior a 1 NMP/100mL, no tempo t

de operação regular do filtro (Tabela 5.14). Nessa situação, remoções de 97%, 98%, 99% e

100%, levariam a valores residuais de

E.coli inferiores a 1 NMP/100mL, não sendo

possível assegurar com precisão a remoção total de

E.coli para essas condições. Sendo

assim, optou-se por admitir remoção de 100%.

A partir dos dados das Tabelas 5.11 e 5.14, pode-se observar que não ocorreram diferenças

notáveis entre as remoções de turbidez, coliformes totais e E. coli, quando foram utilizadas

águas do córrego do Torto, em momentos distintos. Contudo, ocorreram maiores remoções

de oocistos de Cryptosporidium em Fevereiro e Março de 2006, quando comparadas com

as remoções da água do Torto em Maio a Julho de 2006.

Esse fato parece estar associado às diferenças de caracteríticas da água de estudo nos dois

grupos de experimentos (ver Tabelas 5.10 e 5.12) e seus reflexos na coagulação.

Comparando as Tabelas 5.10 e 5.12, observam-se maiores valores de tubidez na água do

córrego do Torto nos meses de Fevereiro e Março. Sendo assim, como pode ser visto na

Tabela 5.4, foram necessárias maiores dosagens de coagulante (aproximadamente 10

mg/L) para que fosse possível realizar o processo de coagulação nesses experimentos

(dosagem ótima), ocorrendo maiores taxas de crescimento das perdas de carga e maiores

retenções de impurezas nas três primeiras camadas do filtro (Figura D.5 e D.6 do Apêndice

D). Nessa situação, provavelmente ocorreu formação de flocoscom características mais

adequadas para a redução de oocistos de

Cryptosporidium.

No entanto, quando se utilizou água do córrego do Torto em Maio, Junho e Julho de 2006,

com valores mais baixos de turbidez, utilizaram-se menores dosagens de sulfato de

114

alumínio anidro (aproximadamente 5 mg/L). Esse fato pode estar associado ao que já foi

discutido no tópico 5.2.8.2 e por Bustamante et al. (2001), o que pode ter levado a menor

taxa de crescimento das perdas de carga e menores retenções de impurezas, dando um

indicativo da utilização de mecanismos de coagulação distintos dos utilizados

anteriormente. Dessa forma, nessas circunstâncias, ocorreram menores remoções de

oocistos de

Cryptosporidium.

5.2.10 – Comparação entre as remoções dos parâmetros de qualidade da água no

período de inicial de funcionamento do filtro e no período de estabilização do filtro

Para avaliar os efeitos do tratamento de água ao longo das carreiras de filtração foram

realizadas análises dos parâmetros de qualidade da água em dois tempos distintos: no

tempo t

, nos15 minutos iniciais de funcionamento do filtro, período de amadurecimento

do filtro, e no tempo t

, em três horas de experimento, com o filtro em operação regular.

Como pode ser observado nas Tabelas 5.9, 5.11, 5.13 e 5.14 há diferenças nítidas entre as

remoções de oocistos de Cryptosporidium, coliformes totais e E. coli , quando se compara

o período inicial de funcionamento do filtro, no tempo t

com o período em que o processo

de filtração já está operando regularmente, no tempo t

Esse estudo confirma o que foi constatado por Hall et al. (1995), Ongerth e Percoraro

(1995), Huck

et al., (2002b) e Emelko (2003), entre outros, que afirmaram que pode

ocorrer aumento dos riscos de traspasse de oocistos de

Cryptosporidium no período inicial

de funcionamento do filtro, quando se trabalha com tratamento convencional e

principalmente com filtração direta para tratamento da água. Essa tendência segue o

preconizado na teoria de filtração, em função de que nos primeiros momentos da filtração,

os mecanismos de aderência não são favorecidos, pois após o transporte até as imediações

do grão filtrante, o contato se dá entre floco (desestabilizado) e o meio filtrante (não

desestabilizado) não havendo uma eficiência elevada de aderência. Segundo alguns desses

autores, estudos devem ser realizados para inferir se taxas reduzidas de filtração no início

do funcionamento dos filtros diretos podem ser usados para reduzir o risco de

contaminação da água filtrada por oocistos de

Criptosporidium.

Entretanto, de acordo com o Apêndice C, não há diferenças marcantes entre os valores de

turbidez efluente quando se compara o tempo t

e t

de operação do filtro. Por

115

conseqüência, não há diferenças nítidas entre as remoções desse parâmetro ao se trabalhar

em condições de amadurecimento do filtro e em operação regular do mesmo. Durante todo

o período de filtração, inclusive na fase de amadurecimento, os valores de turbidez se

mantiveram sempre inferiores a 0,5 UT (recomendável pela Portaria MS 518/2004) e,

geralmente, inferiores a 0,3 UT (preconizado pela USEPA, 1998) como pode ser

comprovado na Tabela 5.6.

Sendo assim, para as condições testadas, elevadas concentrações de oocistos de

Cryptosporidium e baixos valores de turbidez na água bruta, a turbidez efluente não pode

ser considerada como indicativo da ausência de oocistos de

Cryptosporidium.

116

6 – CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES

As remoções de oocistos de Cryptosporidium realizados foi geralmente inferior a 2,0 log

(valor preconizado pela USEPA). Esses resultados podem estar relacionados com o tipo de

meio filtrante utilizado e com o diâmetro efetivo de 1,00, superior aos meios granulares

utilizados em países chamados de desenvolvidos, além dos mecanismos de coagulação

utilizados. Entretanto, é importante observar que a remoção de 2,0 log preconizada pela

USEPA, não necessariamente se aplica ao Brasil. Sendo assim, é necessário realizar

monitoramento dos mananciais superficiais e adotar um risco aceitável de infecção, para só

então, determinar valores de remoção a serem perseguidos.

Os resultados obtidos ao longo desse estudo confirmam que a remoção de protozoários

patogênicos está relacionada com as condições de coagulação empregada. Em situações de

subdosagem de coagulação, que na pratíca pode causar falhas no processo de coagulação,

como nos experimentos 4 e 8, houve tendência à diminuição da remoção de oocistos de

Cryptospiridium e de outros parâmetros de qualidade da água, dando uma indicação de que

a operação do filtro descendente ficou severamente comprometida nessas circunstâncias.

Embora em todos os experimentos de filtração realizados com dosagem “ótima” de

coagulante, com super–dosagem de sulfato de alumínio e com taxa de filtração reduzida,

os valores de turbidez no efluente do filtro tenham sido inferiores a 0,5 UT, não foi

possível garantir água tratada livre de oocistos de Cryptosporidium, nessas condições

testadas. Entretanto, é importante enfatizar que foram inoculadas concentrações elevadas

desses microorganismos, em torno de 10

a 10

oocistos/L, em toda a água afluente

utilizada nos experimentos de filtração direta descendente, o que não representa

necessariamente a realidade dos mananciais brasileiros. Contudo, esse fato pode ser um

indicativo de que há a necessidade de realizar pesquisas aprofundadas a respeito do risco

de se obter efluente tratado por filtração direta descendente contaminado por oocistos de

Cryptosporidium, mesmo que se tenha atingido valores de turbidez preconizados pela

Portaria MS 518/2004 do Ministério da Saúde.

Apesar da turbidez efluente se manter geralmente inferior a 0,3 UT (preconizado pela

USEPA, 1998), os resultados experimentais indicam que as remoções dos parâmetros

microbiológicos de qualidade da água, E. coli, coliformes totais e oocistos de

117

Cryptosporidium, são comprometidas nos primeiros momentos de operação do filtro rápido

descendente (período de amadurecimento), quando comparadas com períodos de operação

regular do mesmo, sugerindo maior risco de traspasse na água produzida nesse período.

O estudo indica que as remoções de oocistos de Cryptosporidium podem estar relacionadas

com as características da água afluente. Embora se tenha inoculado aproximadamente a

mesma concentração de oocistos de Cryptosporidium em toda a água utilizada nos

experimentos, houve indicação de diferenças elevadas entres as remoções de oocistos de

Cryptosprodium quando se trabalha com águas distintas, em condições “ótimas” de

coagulação, indicando, que a qualidade da água afluente influencia a ocupação do meio

filtrante e provavelmente influencia os mecanismos de coagulação utilizados e o tamanho

dos flocos gerados.

Ao trabalhar com experimentos de filtração direta descendente com taxa reduzida de

filtração (105 m

dia), não há indicativo de variações significativas nas remoções dos

oocistos de Cryptosporidium quando se compara com experimentos onde foi empregado

taxa de filtração de 210 m

dia e dosagem “ótima” de coagulante. Entretanto, ao se

trabalhar com experimentos com super-dosagem de coagulante, houve tendência de

remoções de oocistos de Cryptosporidium um pouco mais elevadas que as remoções

alcançadas com a utilização de dosagem “ótima” de sulfato de alumínio, dando um

indicativo do que a coagulação melhorada por ser favorável à remoção desses

microorganismos.

Em função dos resultados obtidos nesse trabalho, verifica-se a necessidade de prosseguir

com os estudos referentes à utilização de filtração direta descendente para remoção de

oocistos de Criptosporidium e dessa forma, sugere-se:

(1) Investigar a utilização de meio filtrante de dupla camada de antracito e areia, em

situações similares às realizadas nesse trabalho com o objetivo de observar possíveis

alterações nas remoções dos oocistos de Cryptosporidium.

(2) Investigar a utilização de meio filtrante mais fino e reproduzir as situações estudadas

nesse trabalho, para que se possa observar a influência do diâmetro do meio filtrante na

remoção de oocistos de Cryptosporidium.

(3) Estudar a influência de taxas de filtração mais elevadas na remoção de oocistos de

Cryptosporidium.

118

(4) Investigar a utilização de outros tipos de coagulante nos estudos de filtração direta

descendente, como o policloreto de alumínio e o cloreto férrico.

(5) Investigar a influência de distintos mecanismos de coagulação e do tamanho dos flocos

na remoção de oocistos de Cryptosporidium.

(6) Avaliar a influência da pré-floculação associada à filtração direta na remoção de

oocistos de

Cryptosporidium.

(7) Estudar o comportamento das últimas horas de filtração na remoção de oocistos de

Cryptosporidium.

(8) Aumentar o número de repetições para cada situação de filtração direta estudada, para

que seja possível inferir com maior segurança a respeito dos resultados obtidos.

(9) Realizar análises de detecção de Cryptosporidium em água de lavagem dos filtros

diretos descendentes, com o objetivo de verificar a concentração desses microorganismos e

definir qual o destino mais apropriado a ser dado para esse efluente.

(10) Realizar estudos referentes à presença de oocistos de Cryptosporidium em mananciais

para que se possa observar a concentração desses microorganismos na natureza e avaliar

possíveis riscos de infecção inerentes às concentrações da água bruta, com o objetivo de

perseguir valores apropriados de remoções.

(11) Realizar estudos mais detalhados de modo que seja possível assegurar indicadores

precisos e confiáveis de oocistos de Cryptosporidium, porque os métodos de detecção

desses microorganismos são difíceis, consomem tempo e têm custo elevado.

119

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127

APÊNDICE

128

APÊNDICE A – CÁLCULO DO DISPOSITIVO DE MISTURA RÁPIDA

Tabela A.1 – Cálculo do dispositivo de mistura rápida para Taxa de 210 m

dia

Diâmetro do filtro (Df) 0,085 m

Área do filtro (Af) 5,67E-03 m

Taxa de filtração (Tf) 210 m

dia

Vazão do filtro (Qf) Qf = Af*Tf 1,38E-05 m

Vazão do coagulante (Qc) ADOTADO 6,57E-07 m

Vazão na saída dos orifícios (Qo)

Diâmetro externo da tubulação (De) 0,02 m

Espessura da tubulação (e) 0,0015 m

Diâmetro interno da tubulação (D) D = De-2e 0,017 m

Área da expansão (AD) 2,27E-04 m

Diâmetro da contração (d`) d`

<= D

/7 0,0064 m

Diâmetro da contração adotado (d) 0,0036 m

Área da contração (Ac) 1,02E-05 m

Velocidade da água na contração (Vc) Vc = Qf/Ac 1,35 m/s

Perda de carga na expansão (∆h) ∆h = (Vc

/2g)*(1-(d

))

9,17E-02 m

Velocidade da água na expansão (VD) VD = Qf/AD 6,08E-02 m/s

Diâmetro do orifício (c) 0,00064 m

Área do orifício (Ao) 3,22E-07 m

Número de orifícios (N) 6

Espassamento entre D e Dc (E) E = ((D-d)/2)-c 0,0046 m

Posição dos orifícios (P) P = 2/3*E 0,0031 m

Raio da circunferência de posição dos orifícios ® R = (2/3*E) + (d/2) 0,0049 m

Comprimento da circunferência C 0,0397 m

Espaçamento entre orifícios (Eo') Eo' = (C-(N*c))/(N-1) 0,0072 m

Espaçamento linear entre orifícios (Eo) Eo = R 0,0049 m

Tempo de mistura (t) t = 2,5*Eo/VD 0,202 m/s

Velocidade de aproximação (Va) Va = Qf/Ac 1,35 s

Velocidade de saída de cada orifício (Vs) Vs = Qc/Ao 2,04 m/s

Peso específico (γ)

9800 N/m

Viscosidade absoluta (µ)

1,029E-03 Ns/m

Potência dissipada na massa líquida (P)

P =

γ*N*Ao*Va*((Vs+Va)

/(2*g))

0,02 Nm/s

Gradiente de velocidade da expansão (GD)

GD = (γ(∆h/µ*t))

1/2

2081,38 s

-1

Volume da água na mistura (Vol) Vol = 2,5*AD*Eo 2,78E-06 m

Gradiente de velocidade decorrente do injetor (Gi)

Gi = (P/(µ*Vol))

1/2

2295,53 s

-1

Gradiente de velocidade total do dispositivo (Gt) Gt = GD+Gi 4376,91 s

-1

129

Tabela A.2 – Cálculo do dispositivo de mistura rápida para Taxa de 105 m

dia

Diâmetro do filtro (Df) 0,085 m

Área do filtro (Af) 5,67E-03 m

Taxa de filtração (Tf) 105 m

dia

Vazão do filtro (Qf) Qf = Af*Tf 6,90E-06 m

Vazão do coagulante (Qc) ADOTADO 6,57E-07 m

Vazão na saída dos orifícios (Qo)

Diâmetro externo da tubulação (De) 0,02 m

Espessura da tubulação (e) 0,0015 m

Diâmetro interno da tubulação (D) D = De-2e 0,017 m

Área da expansão (AD) 2,27E-04 m

Diâmetro da contração (d`) d`

<= D

/7 0,0064 m

Diâmetro da contração adotado (d) 0,0036 m

Área da contração (Ac) 1,02E-05 m

Velocidade da água na contração (Vc) Vc = Qf/Ac 0,68 m/s

Perda de carga na expansão (∆h) ∆h = (Vc

/2g)*(1-(d

))

2,29E-02 m

Velocidade da água na expansão (VD) VD = Qf/AD 3,04E-02 m/s

Diâmetro do orifício (c) 0,00064 m

Área do orifício (Ao) 3,22E-07 m

Número de orifícios (N) 6

Espassamento entre D e Dc (E) E = ((D-d)/2)-c 0,0046 m

Posição dos orifícios (P) P = 2/3*E 0,0031 m

Raio da circunferência de posição dos orifícios ® R = (2/3*E) + (d/2) 0,0049 m

Comprimento da circunferência C 0,0397 m

Espaçamento entre orifícios (Eo') Eo' = (C-(N*c))/(N-1) 0,0072 m

Espaçamento linear entre orifícios (Eo) Eo = R 0,0049 m

Tempo de mistura (t) t = 2,5*Eo/VD 0,403 s

Velocidade de aproximação (Va) Va = Qf/Ac 0,68 m/s

Velocidade de saída de cada orifício (Vs) Vs = Qc/Ao 2,04 m/s

Peso específico (γ)

9800 N/m

Viscosidade absoluta (µ)

1,029E-03 Ns/m

Potência dissipada na massa líquida (P)

P =

γ*N*Ao*Va*((Vs+Va)

/(2*g))

0,0048

Nm/s

Gradiente de velocidade da expansão (GD)

GD = (γ(∆h/µ*t))

1/2

735,88 s

-1

Volume da água na mistura (Vol) Vol = 2,5*AD*Eo 2,78E-06 m

Gradiente de velocidade decorrente do injetor

(Gi)

Gi = (P/(µ*Vol))

1/2

1299,42 s

-1

Gradiente de velocidade total do dispositivo (Gt) Gt = GD+Gi 2035,30 s

-1

130

APÊNDICE B – VAZÕES EFLUENTES DO FILTRO DESCENDENTE AO

LONGO DOS EXPERIMENTOS DE FILTRAÇÃO DIRETA

750

800

850

900

0 30 6090120150180210

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Ex p 2 5% a menos

Meta 5% a mais

750

800

850

900

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Ex p 3 5% a menos

Meta 5% a mais

Figura B.1 – Vazão efluente ao longo do

experimento 2

Figura B.2 – Vazão efluente ao longo do

experimento 3

750

800

850

900

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Ex p 4 5% a menos

Met a 5% a mais

750

800

850

900

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Ex p 5 5% a menos

Meta 5% a mais

Figura B.3 – Vazão efluente ao longo do

experimento 4

Figura B.4 – Vazão efluente ao longo do

experimento 5

750

800

850

900

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Ex p 6 5% a menos

Meta 5% a mais

750

800

850

900

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Ex p 7 5% a menos Meta 5% a mais

Figura B.5 – Vazão efluente ao longo do

experimento 6

Figura B.6 – Vazão efluente ao longo do

experimento 7

131

750

800

850

900

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Ex p 8 5% a menos Met a 5% a mais

375

400

425

450

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Ex p 9 5% a menos

Meta 5% a mais

Figura B.7 – Vazão efluente ao longo do

experimento 8

Figura B.8 – Vazão efluente ao longo do

experimento 9

375

400

425

450

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Exp 10 5% a menos

Meta 5% a mais

750

800

850

900

0 30 60 90 120 150 180 210

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Exp 11 5% a menos

Meta 5% a mais

Figura B.9 – Vazão efluente ao longo do

experimento 10

Figura B.10 – Vazão efluente ao longo do

experimento 11

750

800

850

900

0 3060 90120150180210

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Ex p 12 5% a menos

Meta 5% a mais

750

800

850

900

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Exp 13 5% a menos

Meta 5% a mais

Figura B.11 – Vazão efluente ao longo do

experimento 12

Figura B.12 – Vazão efluente ao longo do

experimento 13

132

750

800

850

900

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Exp 14 5% a menos

Meta 5% a mais

750

800

850

900

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Vazão (mL/min)

Exp 15 5% a menos

Meta 5% a mais

Figura B.13 – Vazão efluente ao longo do

experimento 14

Figura B.14 – Vazão efluente ao longo do

experimento 15

133

APÊNDICE C – TURBIDEZ AO LONGO DOS EXPERIMENTOS DE

FILTRAÇÃO DIRETA DESCENDENTE

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

0 306090120150180210240

Tempo (min)

Turbidez (UT)

Exp 1 AF

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

0 30 60 90 120 150 180 210

Tempo (min)

Turbidez (UT)

Exp 2 AF

Figura C.1 – Turbidez da água filtrada ao

longo do experimento 1

Figura C.2 – Turbidez da água filtrada ao

longo do experimento 2

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270

Tempo (min)

Turbidez (UT)

Exp 3 AF

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

0 30609012015018021024

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 4 AF Exp 4 AB

Figura C.3 – Turbidez da água filtrada ao

longo do experimento 3

Figura C.4 – Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 4

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

30 60 90 120 150 180 210 240 270

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 5 AF Exp 5 AB

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 6 AF Exp 6 AB

Figura C.5 – Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 5

Figura C.6 – Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 6

134

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 7 AF Exp7 AB

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390

Tempo (min)

Turbidez (UT)

Exp 8 AF Exp 8 AB

Figura C.7 – Turbidez da água bruta e da água

filtrada ao longo do experimento 7

Figura C.8 – Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 8

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 9 AF Exp 9 AB

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 10 AF Exp 10 AB

Figura C.9 – Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 9

Figura C.10 – Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 10

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

30 60 90 120 150 180 210

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 11 AF Exp 11 AB

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

30 60 90 120 150 180 210

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 12 AF Exp 12 AB

Figura C.11 – Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 11

Figura C.12 – Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 12

135

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

30 60 90 120 150 180 210

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 13 AF Exp 13 AB

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 14 AF Exp 14 AB

Figura C.13 – Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 13

Figura C.14– Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 14

0,0

0,5

1, 0

1, 5

2,0

30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Turbidez AF (UT)

0,0

2,0

4,0

6,0

8,0

10 , 0

12 , 0

Turbidez AB (UT)

Exp 15 AF Exp 15 AB

Figura C.15– Turbidez da água bruta e da

água filtrada ao longo do experimento 15

136

APÊNDICE D – TAXA DE CRESCIMENTO DAS PERDAS DE CARGA NAS

CAMADAS DO MEIO FILTRANTE AO LONGO DOS EXPERIMENTOS DE

FILTRAÇÃO DIRETA DESCENDENTE

0 15 30 45 60 75 90 105 120 135 150 165 180 195 210 225

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.1 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 1

Água do lago Paranoá – Dosagem “ótima” de coagulante

0 15 30 45 60 75 90 105 120 135 150 165 180 195

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 ( 5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.2 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 2

Água do lago Paranoá – Dosagem “ótima” de coagulante

137

0 15 30 45 60 75 90 105 120 135 150 165 180 195 210 225 240 255 270

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 ( 5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.3 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 3

Água do lago Paranoá – Dosagem “ótima” de coagulante

0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1, 0 0

1, 2 0

1, 4 0

0 15 30 45 60 75 90 105 120 135 150 165 180 195 210 225 240 255 270 285 300 315

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 c m) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.4 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 4

Água do lago Paranoá – Subdosagem de coagulante

138

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.5 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 5

Água do córrego do Torto em fevereiro de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.6 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 6

Água do córrego do Torto em março de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante

139

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 c m) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.7 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 7

Água do córrego do Torto em março de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante

0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1, 0 0

1, 2 0

1, 4 0

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300 330 360 390

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.8 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 8

Água do córrego do Torto em março de 2006 – Subdosagem de coagulante

140

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 c m) Camada 9 (25 cm)

Figura D.9 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 9

Água do córrego do Torto em maio de 2006 – Taxa de filtração reduzida para 105

dia

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 c m) Camada 9 (25 cm)

Figura D.10 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 10

Água do córrego do Torto em maio de 2006 – Taxa de filtração reduzida para 105

dia

141

0 306090120150180210

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.11 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 11

Água do córrego do Torto em junho de 2006 – Super-dosagem de coagulante

0 306090120150180210

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 ( 5 c m) Camada 9 (25 cm)

Figura D.12 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 12

Água do córrego do Torto em junho de 2006 – Super-dosagem de coagulante

142

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 c m) Camada 2 (5 c m) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.13 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 13

Água do córrego do Torto em junho de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.14 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 14

Água do córrego do Torto em junho de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante

143

0 30 60 90 120 150 180 210 240 270 300

Tempo (min)

Perda de Carga Específica (cm/cm)

Camada 1 (5 cm) Camada 2 (5 cm) Camada 3 (10 cm) Camada 4 (10 cm) Camada 5 (10 cm)

Camada 6 (15 cm) Camada 7 (25 cm) Camada 8 (5 cm) Camada 9 (25 cm)

Figura D.15 – Taxa de crescimento das perdas de carga nas camadas do meio

filtrante ao longo do experimento de filtração direta descendente – Experimento 15

Água do córrego do Torto em junho de 2006 – Dosagem “ótima” de coagulante

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