Von Sperling

PRINCÍPIOS DO TRATAMENTO BIOLÓGICO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS VOLUME I 2- Edição Revisad.i

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos 5

MARCOS V O N SPERLING Í C E F E T E S . BIBLIOTECA

I registro n . ® — | DATA: i—j

Belo Horizonte Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental - DESA_ Universidade Federal de Minas Gerais - UFMG

Copyright©

1995,1996, by Marcos von Sperling

Este livro não pode ser reproduzido por qualquer meio sem autorização escrita do autor. Capa, Editoração Eletrônica e Impressão: SEGRAC (031) 411-7077 Impresso no Brasil Ia edição (1995) - 1000 exemplares T edição (1996) - 1000 exemplares 2" reimpressão (1998) - 1500 exemplares Ficha catalográfica

V945i

von Sperling, Marcos Introdução à qualidade dtis águas e ao tratamento de esgotos / Marcos von Sperling. - 2. cd Helo I loii/onte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambicnial; 1 Niivcrsídade Federal de Minas Gerais; 1996. .'•13 p

(l'i iiu'i|iiii-. do liiilanicnlo biológico de águas residuárias; v. 1)

1. Aguas residuát ia • Trniainento biológico. I. Título. II. Série CDU: 628.35. ISBN: 85-7041-1 14-6

Apoio: • DESA-UFMG (Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da • Universidade Federal de Minas Gerais) • Projeto DESA/GTZ (Sociedade Alemã de Cooperação Técnica) • CNPq (Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico) Como solicitar o livro: Marcos von Sperling Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental - UFMG Av. Contorno 842 - 7° andar - 30110-060 - Belo Horizonte - MG Brasil Tel: (031)238-1880 Fax: (031) 238-1879

PREFÁCIO

Prefácio da Secunda Edição É altamente gratificante observar que. poucos meses após o lançamento, o Volume J da presente série já parte para a segunda edição. Nesta oportunidade, foram incorporadas pequenas revisões de digitação, bem como acrescentados alguns parágrafos, quadros e figuras que complementam determinado tópico que necessitava de certa expansão. Devido ao curto intervalo entre as duas edições, não foram incluídas modificações de cunho mais estrutural. Permanece, no entanto, o convite aos colegas leitores para encaminharem as suas sugestões e comentários, de forma a subsidiar futuras expansões e modificações. Volto a reiterar os meus agradecimentos a todos aqueles que, institucionalmente e individualmente, contribuíram para a consecução desta segunda edição, especialmente o CNPq, DESA-UFMG e GTZ. Marcos vou Sporting Maio cle 1996

Prefácio da Primeira Edição É grande o desafio que sc apresenta para os atuais e os futuros engenheiros •anitaristas no Brasil: há praticamente t u d o a s e f a z e r na área de tratamento de esgotos, 1'flra que possamos vencer este inadiável desafio, é necessário que projetemos e (iperemos estações de tratamento de uma forma eficicnle e econômica, possibilitando I sustentabilidade do empreendimento e a sua expansão para um número cada vez maior de comunidades e indústrias. Este desafio, sem sombra de dúvida, exige a i apacitação de um amplo contingente de profissionais. A presente série na área de tratamento biológico de águas residuárias pretende s otiiribuir neste esforço de capacitação, a começar dos atuais estudantes. É a eles que •..lo dedicados os livros componentes da série. Por esta razão, a grande ênfase da série r li.i ,ipresentação dc conceitos e princípios, essenciais para o desempenho consciente iljt profissão. Ainda que os livros tenham também um caráter prático, refletido no guinde número de exemplos de cálculo, evita-se a mensagem através de simples "(Vtvilas de bolo". Não há, também, uma preocupação maior com o detalhamento

das unidades: para estes aspectos, há outros livros, já consagrados, além de catálogos de fabricantes. A presente série enfoca os projetos ao nível de pré-dimensionamento, com o cálculo apenas das principais dimensões das unidades. De forma a tornar o conteúdo mais assimilável, evitou-se apresentar uma profusão de citações bibliográficas, concentrando-se principalmente nus teorias e informações já consistidas, Apesar do direcionamento explícito ao público estudantil, espera-se que os livros possam ser de utilidade também aos profissionais praticantes no meio. A série completa terá os dois primeiros volumes dedicados aos princípios fundamentais. Os volumes subsequente?, serão orientados através dos principais sistemas de tratamento de esgotos: Iodos ativados, lagoas de estabilização, sistemas anaeróbios, sistemas aeróbios com bioliliiu". e tratamento do lodo. O primeiro volume procura apivscnlar uma visão integrada de qualidade das águas, tanto a nível dos corpos receptores, quanto das características dos esgotos. Como subsídio para a seleç.m do astenia de tratamento, são descritos os estudos ambientais que devem sei c\ei tilados para se avaliar o impacto dos lançamentos nos corpos receptores. Km curai ri minidulório, são descritos os principais sistemas de tratamento e suas vaiianir • :uln a eriiérios técnicos e econômicos para a seleção da alternaii\ .1 1n.111, adequada em cada situação em análise. Por se tratai de uma serii us hw tis pn .supuem uma continuidade temática. No entanto, procurou se dai um.i * ei ia milusiihi icacia cm cada volume, para reduzir o número de consultas cru/adas aos deiitllis volumes A presente série deve ser cucaiada apenas como uma contribuição, dentro de um esforço mais amplo, que deve ser abraçado por Iodos nós, de implantar no nosso país uma infraestrutura sanitária que permita a melhoria das condições ambientais e da qualidade de vida da nossa população. Finalmente, gostaria de agradecer a todos aqueles que contribuíram e que prosseguem contribuindo para a realização desta série, A nível individual, um agradecimento a todos que se motivaram, juntamente comigo, a dar forma e conteúdo aos livros. A nível institucional, às entidades e agências responsáveis pela viabilização do empreendimento: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da UFMG (DESA-UFMG), Sociedade Alemã de Cooperação Técnica (GTZ) e Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq). Marcos von Sperling Julho de 1995

SUMÁRIO ETFES-Biblioteca CAPÍTULO 1 Noções de qualidade das águas 1. INTRODUÇÃO

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2. A ÁGUA NA NATUREZA 2.1. Distribuição da água na terra 2.2. Ciclo hidrológico 3. A ÁGUA E O HOMEM 3.1. Usos da água Ciclo do uso da água

.'

12 12 13

,

15 15 16

4. IMPUREZAS ENCONTRADAS NA ÁGUA 4.1. Características das impurezas 4.2. Sólidos presentes na água 4.3. Organismos presentes na água

17 17 17 19

5. PARÂMETROS DE QUALIDADE DA ÁGUA

22

5.1. 5.2. 5.3. 5.4. 5.5.

Parâmetros físicos Parâmetros químicos Parâmetros biológicos Forma física representada pelos parâmetros de qualidade Utilização mais frequente dos parâmetros

23 26 37 37 39

6. REQUISITOS E PADRÕES DE QUALIDADE DA ÁGUA 6.1. Requisitos de qualidade 6.2. Padrões de qualidade.....

40 40 42

7. POLUIÇÃO DAS ÁGUAS 7.1. Conceitos Básicos

46 46

7.2. Quantificação das cargas poluidoras

49

CAPÍTULO 2 Características ilas águas residuárias 1. CARACTERIZAÇÃO DA QUANTIDADE DE ESGOTOS 1.1. Preliminares 1.2. Vazão doméstica , 1.3. Vazão de infiltração 1.4. Vazão industrial

51 51 51 57 58

2. CARACTERIZAÇÃO DA Q!JAI IDADE DOS ESGOTOS 2.1. Parâmetros de qualidade 2.2. Principais característica'. da', .if u.i.s residuárias 2.3. Principais parâmetros 2.4. Relações dimensionar, enlie i arga e concentração 2.5. Características dou cigotoi domésticos 2.6. Característica*, do» ilr.prjo . industriais 2.7. Exemplo c.i i .il de qinuililumi, li > ;ti|;.r. poluidoras

59 59 61 63 76 78 81 87

CAPITULO Impacto do lançamento de illmiilrs nos rm pos receptores 1. POLUIÇÃO POR MATÉRIA ORGÂNICA E AUTODEPURAÇÃO DOS CURSOS D'ÁGUA 1.1. Introdução 1.2. Aspectos ecológicos da autodepuração 1.3. O balanço do oxigênio dissolvido 1.4. Cinética da desoxigenação 1.5. Cinética da reaeração 1.6. Acurva de depleção do oxigênio dissolvido 1.7. Oblenção dos dados de entrada para o modelo ——1.8. Formas de controle da poluição por matéria orgânica 1.9. Exemplo de cálculo

93 93 94 101 108 113 119 123 131 133

2. CONTAMINAÇÃO POR MICRORGANISMOS PATOGÊNICOS 2.1. Introdução 2.2. Padrões para coliformes em corpos d ! água 2.3. Cinética do decaimento bacteriano 2.4. Controle da contaminação por patogênicos

141 141 141 142 144

3. EUTROFIZAÇÃO DOS CORPOS D'ÁGUA 3.1. Conceituação do fenômeno

151 151

ETFES - B i blioteca 3.2. 3.3. 3.4. 3.5. 3.6. 3.7. 3.8. 3.9.

Problemas da eutrofização Graus de trofia Dinâmica de lagos e reservatórios Nutriente limitante Estimativa da carga de fósforo afluente a um lago ou represa Estimativa da concentração de fósforo no corpo d'água Controle da eutrofização Exemplo da estimativa de fósforo em uma represa

154 156 158 158 159 160 162 166

CAPÍTULO 4 Níveis, processos e sistemas tle trutiimciilo 1. REQUISITOS DE QUALIDADE DO EI 'I .UENT1Í 1.1. Preliminares 1.2. Nível do tratamento

169 169 169

2. OPERAÇÕES, PROCESSOS UNITÁRIOS E SISTEMAS DE TRATAMENTO .' 2.1. Classificação dos métodos de tratamento 2.2. Operações, processos e sistemas de tratamento (fase líquida) 2.3. Operações, processos e sistemas dc tratamento do lodo (fase sólida)

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3. ANÁLISE E SELEÇÃO DO PROCESSO DE TRATAMENTO 3.1. Critérios para a análise 3.2. Comparação entre os sistemas f8,2: C 0 2 livre ausente • pH entre 4,5 e 8,2: acidez carbônica • pll < 4,5: acidez por ácidos minerais fortes (usualmente resultantes de despejos industriais) I >u reza t 'miceito: Concentração de cátions multimetálicos em solução. Os cátions mais li ri (uentemente associados à dureza são os cátions di valentes Ca 2+ e Mg 2+ . Em t litidições de supersaturação, esses cátions reagem com ânions na água, formando jTccipitados. A dureza pode ser classificada como dureza carbonato e dureza não 11it bonato, dependendo do ânion com a qual cia está associada. A dureza correspondente à alcalinidade é denominada dureza carbonato, enquanto que as demais formas «Ao caracterizadas como dureza não carbonato. A dureza carbonato é sensível ao calor, hicoipitando-se cm elevadas temperaturas. I nrma do constituinte responsável: Sólidos dissolvidos * Irigcm natural: I (issolução de minerais contendo cálcio c magnésio (ex: rochas calcáreas). y »i igem antropogênica: I »espejos industriais Importância: Não há evidências de que a dureza cause problemas sanitários, e alguns estudos i ealizados em áreas com maior dureza indicaram uma menor i ncidência de doenças cardíacas « I m determinadas concentrações, causa um sabor desagradável e pode ter efeitos laxativos Reduz a formação de espuma, implicando num maior consumo de sabão i 'ausa incrustação nas tubulações de água quente, caldeiras e aquecedores (devido ,i maior precipitação nas temperaturas elevadas) i lllização mais freqüente do parâmetro: ( aracterização de águas de abastecimento (inclusive industriais) brutas e tratadas Unidade: mg/l CaCO? Interpretação dos resultados: - lim termos de tratamento e abastecimento público de água • dureza < 50 mg/l CaCOí: água mole • dureza entre 50 e 150 mg/l CaCO.i: dureza moderada • dureza entre 150 e 300 mg/l CaCOí: água dura • dureza > 300 mg/l C a C O á g u a muito dura

Ni ji õvs de qualidade das águas

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Ferro e manganês Conceito: O ferro e o manganês estão presentes nas formas insolúveis (Fe14" e M n < f ) numa grande quantidade de tipos de solos. Na ausência de oxigênio dissolvido (ex: água subterrânea ou fundo de lagos), eles se apresentam na forma solúvel (Fe2+ e Mn 2+ ). Caso a água contendo as formas reduzidas seja exposta ao ar atmosférico (ex: na torneira do consumidor), o ferro e o manganês voltam a se oxidar às suas formas insolúveis (Fe 3+ e Mn 4+ ), o que pode causar cor na água, além de manchar roupas durante a lavagem. Forma do constituinte responsável: Sólidos em suspensão ou dissolvidos Origem natural: - Dissolução de compostos do solo Origem antropogênica: - Despejos industriais Importância: - Tem pouco significado sauilario nas concentrações usualmente encontradas nas águas naturais - Em pequenas concentrações causam problemas de cor na água - Em certas concentrações, podem causar sabor e odor (mas, nessas concentrações, o consumidor já rejeitou a água, devido à cor) Utilização mais frequente do parâmetro: - Caracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas Unidade: mg/l Interpretação dos resultados: - Em termos de tratamento e abastecimento público de água • ver Padrão de Potabilidade - Em termos do tratamento de águas residuárias: • ver Padrão de Lançamento - Em termos dos corpos d'água • ver Padrão de Corpos d'Água Cloretos Conceito: Todas as águas naturais, em maior ou menor escala, contêm íons resultantes da dissolução de minerais. Os cloretos (Cl") são advindos da dissolução de sais (ex: cloreto de sódio). Forma do constituinte responsável: Sólidos dissolvidos Origem natural; - Dissolução de minerais - Intrusão de águas salinas

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introdução àí/iialitliuli'd a s

águas c ao tratamento de esgotos

3

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()ngem antropogenica: Despejos domésticos - Despejos industriais ^ • > - Águas utilizadas em irrigação Importância: Hm determinadas concentrações imprime um sabor salgado à água Utilização mais frequente do parâmetro: (Caracterização de águas de abastecimento brutas Unidade: mg/l interpretação dos resultados: lim termos de tratamento e abastecimento público de água • ver Padrão de Potabilidade l!m termos dos corpos d'água • ver Padrão de Corpos d'Água Nitrogênio • unceito: Dentro do ciclo do nitrogênio na biosfera, este alterna se entre várias formas f CKtados dc oxidação. No meio aquático, o nitrogênio pode ser encontrado nas seguintes luiinas: (a) nitrogênio molecular (N2), escapando para a atmosfera, (b) nitrogênio tirânico (dissolvido e em suspensão), (c) amónia, (d) niti ito (NO > ) c (c) nitrato (NO.Ol (irmã do constituinte responsável: Sólidos em suspensão e sólidos dissolvidos < >1 Igem natural: t Constituinte de proteínas, clorofila e vários outros compostos biológicos ' igem antropogênica: I )cspejos domésticos Despejos industriais I !xcrementos de animais fertilizantes importância: 1» nitrogênio na forma dc nitrato está associado a doenças como a metahemogloImit-mia (síndrome do bebê azul) 1> nitrogênio é um elemento indispensável para o crescimento de algas e, quando ri» elevadas concentrações em lagos e represas, pode conduzir a um crescimento exagerado desses organismos (processo denominado eutrofização) < > nitrogênio, nos processos bioquímicos de conversão da amónia a nitrito e deste •1 nitrato, implica no consumo de oxigênio dissolvido do meio (o que pode afetar a vidn aquática) II nitrogênio na forma de amónia livre é diretamente tóxico aos peixes () nitrogênio é um elemento indispensável para o crescimento dos microrganismos 1.".pousáveis pelo tratamento de esgotos f f t n 1 ir .» ilc qualidade das águas

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(). I >n ii i -.MI. ill iionversãodo nitrogênio têm implicações na operação das estações tic it ,it.iiin'iito de esgotos I in um • IH p i d água, a determinação da forma predominante do nitrogênio pode II ii iii i i i iiifot mações sobre o estágio da poluição (poluição recente está associada ,II • iiUri>)"'nio na forma orgânica ou de amónia, enquanto uma poluição mais remota i -,i,i .i-.-.iu iüda ao nitrogênio na forma de nitrato) I illl/iiriU) mais frequente do parâmetro: i .ii leri/ação de águas de abastecimento brutas e tratadas < ai ai H-rização de águas residuárias brutas e tratadas < ai autorização de corpos d'água I »Idade: mg/l interpretação dos resultados: Km termos de tratamento e abastecimento público de água • ver Padrão de Potabilidade (nitrato) bui termos de tratamento de águas residuárias • é necessário um adequado balanço C:N:P no esgoto para o desenvolvimento dos microrganismos • ver Padrão de Lançamento (amónia) Km termos dos corpos d'agua • ver Padrão de Corpos d'Agua (amónia e nitrato) I ósforo ('(direito O fósforo na água apresenta-se principalmente nas formas de ortofosfato, polifosfato e fósforo orgânico. Os ortofosfatos são diretamente disponíveis pnra o metabolismo biológico sem necessidade de conversões a formas mais simples. As lornias emque os ortofosfatos se apresentam na água (POa'". HPO.r", H2PO.1", HiPO.j) dependem do pH, sendo a mais comum na faixa usual de pH o H P O 4 2 " . Ospolifosfatos sáo moléculas mais complexas com dois ou mais átomos de fósforo. O fósforo orgânico é normalmente de menor importância. rorina tio constituinte responsável: Sólidos em suspensão e sólidos dissolvidos (Irisem natural: - dissolução de compostos do solo decomposição da matéria orgânica Origem antropogênica: - Despejos domésticos - Despejos industriais - Detergentes - Excrementos de animais - Fertilizantes

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introdução

àí/iialitliuli'd a s

águas c ao tratamento de

esgotos

Importância: - O fósforo não apresenta problemas de ordem sanitária nas águas de abastecimento O fósforo é um elemento indispensável para o crescimento de algas e, quando em elevadas concentrações em lagos e represas, pode conduzir a um crescimento exagerado desses organismos (eutrofização) O fósforo é um nutriente essencial para o crescimento dos microrganismos responsáveis pela estabilização da matéria orgânica Utilização mais frequente do parâmetro; - Caracterização de águas residuárias brutas e tratadas - Caracterização de corpos d'água Unidade: mg/l Interpretação dos resultados: - Em termos de tratamento de águas residuárias • é necessário um adequado balanço C:N:P no esgoto para o desenvolvimento dos microrganismos • em lançamentos a montante de represas com problemas de eutrofização, frequentemente se limita o P total em 1,0 mg/1 Eni termos dos corpos d'água • os seguintes valores de P total podem ser utilizados como indicativos aproximados do estado de eutrofização de lagos (lagos tropicais provavelmente aceitam concentrações superiores): (a) P < 0,01-0,02 mg/1: não eutrófico; (b) P entre 0,01-0,02 e 0,05 mg/l: estágio intermediário; (c) P > 0,05 mg/l: eutrófico • ver Padrão de Corpos d'Agua Oxigênio dissolvido ('onceito; O oxigênio dissolvido (OD) c de essencial importância para os organismos aeróbios (que vivem na presença de oxigênio). Durante a estabilização da matéria orgânica, as bactérias fazem uso do oxigênio nos seus processos respiratórios, podendo vir a causar uma redução da sua concentração no meio. Dependendo da magnitude deste fenômeno, podem vir a morrer diversos seres aquáticos, inclusive iis peixes. Caso o oxigênio seja totalmente consumido, tem-se as condições anaeróliitis (ausência de oxigênio), com geração de maus odores, forma do constituinte responsável: Gás dissolvido < írigem natural: Dissolução do oxigênio atmosférico Produção pelos organismos fotossintéticos < (rigem antropogênica: Introdução de aeração artificial Importância: O oxigênio dissolvido é vital para os seres aquáticos aeróbios Noções dc qualidade das agitas

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- O oxigênio dissolvido é o principal parâmetro de caracterização dos efeitos da poluição das águas por despejos orgânicos Utilização mais frequente tio parâmetro: - Controle operacional de estações de tratamento de esgotos - Caracterização de corpos d'água Unidade: mg/l Interpretação dos resultados: - Em termos de tratamento de águas residuárias • é necessário um teor mínimo de oxigênio dissolvido { 1 mg/l) nos reatores dos sistemas aeróbios - Em termos dos corpos d'água • a solubilidade do OD varia com altitude e temperatura. Ao nível do mar, na temperatura de 20°C, a concentração de saturação é igual a 9,2 mg/l • valores de OD superiores à saturação são indicativos da presença de algas (fotossíntese) • valores de OD bem inferiores a saturação são indicativos da presença de matéria orgânica (provavelmente esgotos) • com OD em torno de 4-5 mg/l morrem os peixes mais exigentes; com OD igual a 2 mg/l todos os peixes estão mortos; ei uri < >1 > igual a 0 mg/l tem-se condições de anaerobiose • ver Padrão de Corpos d'Agua Matéria orgânica Conceito: A matéria orgânica presente nos corpos d'água e nos esgotos é uma característica de primordial importância, sendo a causadora do principal problema de poluição das águas: o consumo do oxigênio dissolvido pelos microrganismos nos seus processos metabólicos de utilização e estabilização da matéria orgânica. Os principais componentes orgânicos são os compostos de proteína, os carboidratos, a gordura e os óleos, além da uréia, surfactantes, fenóis, pesticidas e outros em menor quantidade. A matéria carbonácea divide-se nas seguintes frações: (a) não biodegradável (em suspensão e dissolvida) e (b) biodegradável (em suspensão e dissolvida). Em termos práticos, usualmente não há necessidade de se caracterizar a matéria orgânica em termos de proteínas, gorduras, carboidratos etc. Ademais, hã uma grande dificuldade na determinação laboratorial dos diversos componentes da matéria orgânica nas águas residuárias, face à multiplicidade de formas e compostos em que a mesma pode se apresentar. Em assim sendo, utilizam-se normalmente métodos indiretos para a quantificação da matéria orgânica, ou do seu potencial poluidor. Nesta linha, existem duas principais categorias: (a) Medição do consumo de oxigênio (Demanda Bioquímica de Oxigênio - DBO; Demanda Química de Oxigênio (DQO) e (b) Medição do carbono orgânico (Carbono Orgânico Total - COT). A DBO é o

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introdução àí/iialitliuli'd a s

águas c ao tratamento de esgotos

|Mi.imetro tradicionalmente mais utilizado, e encontra-se analisado em maiores itiMalhes cm vários outros itens do presente texto. I orma do constituinte responsável: sólidos em suspensão e sólidos dissolvidos < )iigem natural: Matéria orgânica vegetal e animal < )r igcm antropogcnica: I lespejos domésticos Despejos industriais Importância: • A matéria orgânica é responsável pelo consumo, pelos microrganismos decompo'.itores, do oxigênio dissolvido na água » A DBO retrata, de uma forma indireta, o teor de matéria orgânica nos-esgotos ou no corpo d'água, sendo, portanto, uma indicação do potencial do consumo do oxigênio dissolvido A DBO é um parâmetro de fundamental importância na caracterização do grau de poluição de um corpo d'água i lilização mais frequente d« parâmetro: ( aracterização de águas residuárias brutas e tratadas Caracterização de corpos d'água Unidade: mg/l lulerpretação dos resultados: lím termos de tratamento de águas residuárias • a DBO dos esgotos domésticos está em torno de 300 mg/l • a DBO dos esgotos industriais varia amplamente, com o tipo de processo industrial • a DBO efluente do tratamento e função do nível e do processo de tratamento • ver Padrão de Lançamento fim termos dos corpos d'água • ver Padrão de Corpos d'Agua Micropoluentes inorgânicos t 'nnceito: Uma grande partedos micropoluentes inorgânicos são tóxicos. Entre estes, leni especial destaque os metais pesados. Entre os metais pesados que se dissolvem n.i água incluem-se o arsénio, cádmio, cromo', chumbo, mercúrio e prata. Vários «testes metais se concentram na cadeia alimentar, resultando num grande perigo para os organismos situados nos degraus superiores. Felizmente as concentrações dos melais tóxicos nos ambientes aquáticos naturais são bem pequenas. Além dos metais pesados, há outros micropoluentes inorgânicos de importância em termos de saúde I níblica, como os cianetos, o flúor e outros. • orma do constituinte responsável: sólidos em suspensão e sólidos dissolvidos Nações de qualidade das águas

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Origem natural: - A origem natural c de menor importância Origem antropogênica: - Despejos industriais - Atividades mineradoras - Atividades de garimpo - Agricultura Importância: - Os metais pesados são tóxicos para os habitantes dos ambientes aquáticos e para os consumidores da água Utilização mais frequente do parâmetro: - Caracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas - Caracterização de águas rcsiduãrias brutas e tratadas - Caracterização de corpos d'água Unidade: pg/l ou mg/l Interpretação dos resultados: - Em termos de tratamento e abastecimento público de água • ver Padrão de Potabilidade - Em termos de tratamento águas residuárias • ver Padrão de Lançamento - Em termos dos corpos d'água • ver Padrão de Corpos d'Agua Micropoluentes orgânicos Conceito: Alguns materiais orgânicos são resistentes à degradação biológica, não integrando os ciclos biogeocpiímicos, e acumulando-se em determinado ponto do ciclo (interrompido). Entre estes, destacam-se os defensivos agrícolas, alguns tipos de detergentes (ABS, com estrutura molecular fechada) c um grande número de produtos químicos. Uma grande parte destes compostos, mesmo em reduzidas concentrações, está associada a problemas de toxicidade. Forma do constituinte responsável: sólidos dissolvidos Origem natural: - Vegetais com madeira (tanino, lignina, celulose, fenóis) Origem antropogênica: - Despejos industriais - Detergentes - Processamento e refinamento do petróleo - Defensivos agrícolas Importância: - Os compostos orgânicos incluídos nesta categoria não são biodegradáveis ! 36

introdução àí/iialitliuli'd a s

águas c ao tratamento de esgotos

- Uma grande parte destes compostos são tóxicos (Hilização mais frequente do parâmetro: i 'aracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas < 'aracterização de águas residuárias brutas e tratadas ('aracterização de corpos d'água 1 iiidade; frg/1 ou mg/l Interpretação dos resultados: l m termos de tratamento e abastecimento público de água • ver Padrão de Potabilidade l m termos de tratamento de águas residuárias • ver Padrão de Lançamento hm termos dos corpos d'água • ver Padrão de Corpos d'Agua 5.3. Parâmetros biológicos A relação dos microrganismos de interesse na Engenharia Ambiental está apresentada no Quadro 4.2. Os microrganismos desempenham diversas funções de lundamental importância, principalmente as relacionadas com a transformação da matéria dentro dos ciclos biogeoquímicos. Um outro aspecto de grande relevância I IH termos da qualidade biológica da água é o relativo à possibilidade da transmissão • Ir doenças. O Quadro 5.1 apresenta as principais doenças relacionadas com a água. A determinação da potencialidade de uma água transmitir doenças pode ser • li-tuada de forma indireta, através dos organismos indicadores de contaminação fecal, pertencentes principalmente ao grupo de coliformes. Os coliformes encontramse descritos no Item 2.3.6 do Capítulo 2. Outros parâmetros biológicos dc interesse são aos associados ao tratamento de r\j'Otos. Os aspectos relacionados a este item estão abordados em outro volume da •.ei ie, no Capítulo "Princípios do tratamento biológico". 5.4. Forma física representada pelos parâmetros dc qualidade li importante o conhecimento da forma, em termos de sólidos ou gases, represenIfida pelos diversos parâmetros de qualidade da água. Nos processos de tratamento, Ott sólidos em suspensão são removidos por operações e processos unitários diferentes • los utilizados para a remoção dos sólidos dissolvidos e também, naturalmente, dos rases dissolvidos. O Quadro 5.2 apresenta a caracterização, em termos de forma Msica, dos principais parâmetros de qualidade.

Noções dc qualidade das agitas

37

Quadro 5.1 Principais doenças associadas com a água Ooençti

Sintomas

Agente Causal

Ingestão

de Água

Contaminada

nifciinioiM h.uai.H

Bactéria ( S h i g e l l a

CAIara

Bactéria ( V i b r i o cholerae)

I nptonplroso

Bactéria ( L e p t o s p i r a )

Icterícia, febre

' inlmorwlose

Bactéria ( S a l m o n e l l a )

Febre, náusea, diarréia

I obro lifóide

Bactéria ( S a l m o n e l l a typhi)

I ilMinleiia amebiana

dysenleriae)

Forte diarréia Diarréia e x t r e m a m e n t e forte, d e s i d r a t a ç ã o , alta taxa de m o r t a l i d a d e

Febre e l e v a d a , diarréia, u l c e r a ç ã o d o intestino d e l g a d o

Protozoário ( E n t a m o e b a

Diarréia p r o l o n g a d a , c o m s a n g r a m e n t o ,

histolytica)

a b s c e s s o s no f í g a d o e intestino fino

Glwdlase

Protozoário (Giardia

I Icpulite infecciosa

Virus (virus d a hepatite A)

Diarréia leve a forte, náusea, i n d i g e s t ã o ,

lamblia)

flatulência Icterícia, f e b r e

Virus (enterovirus, parvovirus,

( i.islroenterite

Diarréia leve a forte

rotavirus)

I ' n.ilisia infantil

Virus ( P o l i o m i e l i t e s virus)

Contato

com Água

I sciibiose

Sarna ( S a r c o p t e s scabiei)

Fracoma

C l a m í d e a (Chlamydia

Verminoses. I ••> i m M o s s o m o s e

Transmissão

tracomatis)

Ú l c e r a s na pele I n f l a m a ç ã o d o s olhos, c e g u e i r a c o m p l e t a o u parcial

tendo a Água como um Estágio (Schistosoma)

Helminto

através

Paralisia

Contaminada

de Insetos,

no

Ciclo

Diarréia, a u m e n t o d o b a ç o e d o fígado, hemorragias

tendo a Água como Meio de

M.iliiini

Protozoário

I o b r u amcirola

Vírus (flavivírus)

I )engue

Virus (flavivírus)

Filariose

Helminto ( W u c h e r e r i a bancrofti)

(Plasmodium)

Procriação

Febre, suor, calafrios, g r a v i d a d e variável

Plasmodium

c o m o tipo d e

Febre, dor d e c a b e ç a , prostração, náusea, v ô m i t o s Febre, forte d o r d e c a b e ç a , d o r e s n a s juntas e m ú s c u l o s , e r u p ç õ e s O b s t r u ç ã o d e vasos, d e f o r m a ç ã o d e tecidos

Fontos: Benenson (1985). Tchobanoglous e Schroeder (1985)

! 38

introduçãoàí / i i a l i t l i u l i 'd a s

águas c ao tratamento de esgotos

(Juwlro 5.2 Forma física preponderante representada pelos parâmetros de qualidade Parâmetro

Característica

fuiAmelros

fnr/lmelros

1 'tiiAmetros

físicos

químicos

Cor Turbidez Sabor e odor pH Alcalinidade Acidez Dureza Ferro e manganês Cloretos Nitrogênio Fósforo Oxigênio dissolvido Matéria orgânica Metais pesados Micíopoluentes orgânicos

Organismos indicadores biológicos Algas Bactérias

Sólidos em suspensão

Sólidos dissolvidos

Gases dissolvidos

X X X

X

X

X X

X

X

X

X X

X

X X X

X

X X

X

X X X X

X X X

5.5, Utilização mais frequente dos parâmetros Ao se solicitar uma análise de água, deve-se selecionar os parâmetros a serem investigados pela análise. O Quadro 5.3 apresenta uma relação da associação mais lu'quente entre parâmetros e tópico a ser estudado. A lista inclui apenas os parâmetros 11Lás usuais, e deve-se lembrar que o conhecimento das particularidades de cada m luação é que deve definir os parâmetros a serem incluídos na análise. As principais niilizações são: caracterização de águas para abastecimento • águas superficiais (brutas e tratadas) • águas subterrâneas (brutas e tratadas) • caracterização de águas residuárias (brutas e tratadas) - caracterização ambiental de corpos d'água receptores (rios e lagos)

Noções dc qualidade das

agitas

39

(Jumli i>

* l'i im ipnis parâmetros a serem investigados numa análise de água Aguas para abastecimento

qlÉiflr, Nul Ii HS

Parâmetro

Água

Água

superficial

subterrânea

Bruta Cor I-HT IIIIMIIM'.

Tratada

Bruta

Águas

Corpos

residuárias

receptores

Bruta

Tratada

Rio

Lago

Tratada

X(D

.

Turbicfez

X

Sabor e odor

X

Temperatura

X

PH Alcalinidade Acidez Dureza Ferro e m a n g a n ê s C i o retos I'. ii .In ietros

N itrogênio

químicos

Fósforo ,(2>

Oxigênio dissolvido Matéria o r g â n i c a Mícropol.inorg. (diversos)'3' Micropol.orgân. (diversosp} Organismos I 'unlmetros bloligloos

indicadores

X

y (2>

A l g a s (diversas) Bactérias d e c a m p ,

J2>

(diversas)

Nolnn ( t ) f ,iu ..ida por Fee Mn C ) [ )iimri|o o tratamento, para controle do processo í Jiivíim r.or analisados aqueles que possuírem alguma justiticaliva. devido ao uso e ocupação do solo na bacia hidrográfica

6. REQUISITOS E PADRÕES DE QUALIDADE DA ÁGUA '-idos

Elementos

Inibição d o tratamento

específicos

biológico dos esgotos

(As. C d , Cr, Cu, H g , Ni. Pb, Z n e t c )

• P r o b l e m a s na d i s p o s i ç ã o d o l o d o na a g r i c u l t u r a Contaminação da água subterrânea - Salinidade excessiva -

Sólidos dissolvidos

Mihlas lf\t 'it

únicos

Ê$$olvidos

totais Condutividade elétrica

prejuízo às p l a n t a ç õ e s (irrigação) - loxicidade a plantas ( a l g u n s íons) - Problemas de p e r m e a b i l i d a d e d o solo (sódio)

xx: médio

N CO 2 + /h() + bactérias

energia

{1.1)

As bactérias, na presença de oxigênio, convertem a matéria orgânica a compostos simples e inertes, como água e gás carbônico. Com isto, elas tendem a crescer e se reproduzir, gerando mais bactérias, enquanto houver disponibilidade de alimento (matéria orgânica) c oxigênio no meio. I)) Demanda bcntôiiica A matéria orgânica em suspensão que se sedimentou, formando o lodo dc fundo, necessita ser também estabilizada. Grande parte desta estabilização seda em condições anaeróbias, em virtude da dificuldade da penetração do oxigênio na camada dc lodo. Esta forma de estabilização, por ser anaeróbia, não implica, portanto, em consumo de oxigênio. No entanto, a camada superior do lodo, da ordem dc alguns milímetros de espessura, tem ainda acesso ao oxigénio da massa líquida sobrenadantg^A estabilização do lodo se dá aerobiamente nesta fina camada, resultando 110 consumo de oxigênio. Ademais, alguns subprodutos parciais da decomposição anaeróbia podem se dissolver, atravessar a camada aeróbia do lodo, e se difundir na massa líquida, exercendo uma demanda de oxigênio. A demanda de oxigênio originada por este conjunto de fatores gerados pelo lodo de fundo é denominada demanda bentônica. Um outro fator que pode causar consumo de oxigênio é a reintrodução na massa líquida dn matéria orgânica anteriormente sedimentada, causada pelo revolvimenlo a camada de lodo. Este revol vi mento ocorre em ocasiões de aumento de vazão e da 102

Introdução 11 qualidade das águas e ao tratamento dc esgolos

ETFES - Biblioteca velocidade de escoamento das águas. O lodo, não estando ainda totalmente estabilizado, representa uma nova fonte de demanda de oxigênio. A representatividade da demanda bentônica e do revolvimento do lodo no balanço do oxigênio depende de uma série de fatores simultaneamente interagentes, vários deles dc difícil quantificação. c) Nitrificação Um outro processo de oxidação é o referente às formas nitrogenadas, responsável pela transformação da amónia em nitritos e estes em nitratos, no fenômeno denominado nitrificação. Os microrganismos envolvidos neste processo são autótrofos quimiossintetizantes, para os quais o dióxido de carbono é a principal fonte de carbono, e a energia é obtida através da oxidação de um substrato inorgânico, como a amónia. A transformação da amónia em nitritos se dá segundo a seguinte reação simplificada: amónia + O2 —> nitrilo + H+ + H?0 + energia

(1-2)

A transformação do nitri to em nitrato ocorre a seguir, de acordo com a reação simplificada: (1.3)

ni trilo + O2 —> nitrato + energia

Observa-se que em ambas as reações há consumo de oxigênio. Este consumo é referido como demanda nitrogenada ou demanda de segundo estágio, por ocorrer numa fase posterior à das reações de desoxigenação carbonácea. Tal se deve ao fato de que as bactérias nitrificantes têm uma taxa de crescimento mais lenta do que as bactérias heterotróficas, implicando em que a nitrificação ocorra também mais lentamente. 1.3.1.3. Produção dc oxigênio a) Reaeração atmosférica A reaeração atmosférica é frequentemente o principal fator responsável pela introdução de oxigênio no meio líquido. A transferência dc gases é um fenômeno físico, através do qual moléculas de gases • >ão intercambiadas entre o líquido e o gás pela sua interface, liste intercâmbio resulta num aumento da concentração do gás na fase líquida, caso esta fase não esteja saturada com o gás. Isto é o que ocorre em um curso d'água, cu ja concentração de oxigênio dissolvido reduziu-se devido aos processos de estabilização da matéria orgânica. Assim, os Icores de OD são inferiores aos de saturação, que são ditados pela solubilidade do ms a dadas condições de temperatura e pressão. Nesta situação, diz-se haver um déficit de oxigênio. Desta forma, desde que haja 11111 déiicit, há uma busca para uma Impacto do lançamento de efluentes nos corpos

receptores

103

f

nova situação de equilíbrio, permitindo que haja uma maior absorção de oxigênio peln massa líquida. A transferência de oxigênio da fase gasosa para a fase líquida se dá basicamente através dc dois mecanismos: difusão molecular difusão turbulenta lim um corpo d'água com a massa líquida praticamente parada predomina a difusão molecular. Esta pode ser descrita como a tendência de qualquer substância • li sc espalhar uniformemente por todo o espaço disponível. No entanto, este mecanismo é bastante lento, requerendo muito tempo para que um gás atinja as t atuadas mais profundas do corpo d'água. () mecanismo da difusão turbulenta é bem mais eficiente, pois envolve os dois principais fatores de uma eficaz aeração: criação de interfaces e renovação destas interfaces. O primeiro é importante, pois é através das interfaces que ocorrem os intercâmbios gasosos. O segundo é também significativo, pois a pronta renovação • l.r. Interfaces permite que se evite pontos de saturação localizada, além de conduzir d j'as p.ira as várias profundidades da massa líquida, devido à maior mistura. A condição de difusão a predominar é função das características hidrodinâmicas do corpo d'água. Um rio de menor profundidade, com corredeiras, apresenta excelentes condições para uma eficiente turbulência. Nestas condições, a difusão molenilar é desprezível. Por outro lado, em lagos, tende a predominar a difusão molecular, .1 menos que o vento promova uma maior mistura e renovação da interface. I>) Fotossíntese A fotossíntese é o principal processo utilizado pelos seres autotróficos para a síntese da matéria orgânica, sendo característica dos organismos clorofilados. O processo se realiza somente em presença de energia luminosa, segundo a seguinte equação simplificada, pois ocorrem inúmeras etapas intermediárias: CO2 + HiO + energia luminosa —> matéria orgânica + O2

(1.4)

A respiração apresenta uma reação exatamente oposta à da fotossíntese. Knqunnto a fotossíntese constitui um processo de fixação da energia luminosa e a formação de moléculas de glicose de alta energia potencial, a respiração é essencialmente o inverso, isto é, a liberação desta energia para sua posterior utilização nos processos metabólicos (Branco, 1976). A dependência da luz condiciona a distribuição dos seres fotossíntetizantes a locais aonde essa possa penetrai". Em águas com certa turbidez, oriunda quer da desagregação de partículas do solo (bastante frequente em nossa condições), quer da introdução de sólidos em suspensão contidos nos despejos, a possibilidade da pii-.cnva di' alj.;as r menor e, por conseguinte, mais reduzido o fenômeno da fotos• ii]li".< lv.it é patenteado nas primeiras zonas de autodepuração, onde há predomi100 Introdução 11 qualidade das águas e ao tratamento dc esgolos

ETFES - B i b l i o t e c a nância quase que exclusiva de organismos heterótrofos, ou seja, a respiração supera a produção. No cômputo gerai, os seres autotróficos realizam muito mais síntese do que oxidação, gerando sempre um saldo de compostos orgânicos que constituem a reserva de energia para os seres hetrotróficos, além de um superávit de oxigênio que permite a respiração dos outros organismos. . 1.3.2. Fatores abrangidos pelos modelos simplificados 1.3.2.1. Fenômenos incorporados no balanço do oxigênio dissolvido Existem modelos matemáticos que incoiporam todos os fenômenos descritos acima no balanço do oxigênio dissolvido (Camp, 1954; EPA, 1985). No entanto, no presente texto, são abordados unicamente os dois principais fatores, a saber: • consumo de oxigênio: oxidação da matéria orgânica (respiração) • produção de oxigênio: reaeração atmosférica. Naturalmente há casos em que se justifica a inclusão dos outros fatores, por serem estes, em determinadas situações, importantes no balanço do oxigênio dissolvido. No entanto, os trabalhos de campo e laboratório necessários para uma confiável avaliação destes parâmetros necessitam ser realizados intensivamente e com o máximo rigor, o que reveste o estudo de uma grande complexidade. A adoção de modelos matemáticos mais sofisticados exige a disponibilidade de equipamentos modernos, tempo e recursos financeiros compatíveis com a formulação proposta, o que nem sempre pode se tornar realidade em nosso país. Desta forma, no presente texto se adota a versão mais simplificada do modelo, que possibilita a identificação mais fácil de eventuais problemas na sua estrutura e nos valores dos parâmetros. Esta postura é adotada em grande parte dos modelos de qualidadedas águas superficiais, principalmente aqueles utilizados com o intuito de dar suporte ao planejamento da bacia hidrográfica. Uma ampla discussão sobre este ponto é apresentada em von Sperling (1983). Deve-se esclarecer ainda que o modelo a ser descrito é restrito às condições aeróbias no corpo d'água. Em condições anaeróbias, a taxa de estabilização da matéria orgânica é inferior, sendo processada por uma biomassa de características totalmente diversas. Existem modelos que levam em consideração os trechos em condições anaeróbias (Gundelach e Castillo, 1976; Del Picchia, sem data). 1.3.2.2. Representação hidráulica Na estrutura do modelo, deve ser levado em consideração o regime hidráulico do curso d'água. Há basicamente três tipos de modelos hidráulicos para um corpo d'água (ver Figura 1.4): • fluxo em pistão •/ • mistura completa • fluxo disperso

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos

receptores

105

PRINCIPAIS MODELOS HIDRÁULICOS PARA UM CORPO D'ÂGUA

FíK- 1.4. Diferentes regimes hidráulicos para um c o r p o d';Sguíi.

Um corpo d'água em regime de mistura completei ideal se caracteriza por ter em todos os pontos dn massa líquida a mesma concentração. Assim, a concentração efluente é igual à concentração em qualquer ponto do corpo d'água. Tal se aplica principalmente ao caso de lagos e represas bem misturadas. Um corpo d'água predominantemente linear, como um rio, pode ser caracterizado através do regime defluxo em pistão. No fluxo em pistão ideal não há intercâmbios entre as seções de jusante e de montante. Cada seção funciona como um êmbolo (ou um pistão), no qual a qual idade da água c a mesma em todos os pontos, e a comunidade sc apresenta adaptada às condições ecológicas prevalecentes em cada instante, A medida em que o êmbolo flui para jusante, nele vão sc processando as diversas reações da autodepuração, 1 Iidraulicamente, este modelo é similar ao cnso em que um recipiente com água, igual ao êmbolo, permanece o mesmo período dc tempo, sujeito às mesmas reações c fenômenos do rio, apresentando em cada instante, portanto, n mesma qualidade que o êmbolo no curso d'água (ver Figura 1.5). /

106

Introdução 11 qualidade das águas e ao tratamento

dc

esgolos

ETFES - Biblioteca COMPARAÇÃO ENTRE A REAÇÃO EM UM REATOR DE FLUXO EM PISTÃO E EM UM RECIPIENTE

t=0 Fij». 1.5. Comparação entre um recipiente c um êmbolo cm um fluxo em pistão

As duas representações acima são para situações idealizadas. Na realidade, os corpos d'agua apresentam uma característica de dispersão dos poluentes intermediária entre as duas situações extremas: dispersão total (mistura completa) e dispersão nula (fluxo em pistão). Assim, os corpos d'água, ou trechos deles, podem ser caracterizados por um coeficiente de dispersão. Coeficientes elevados aproximam o corpo d'água ao regime de mistura completa, ao passo que coeficientes reduzidos aproximam-no ao fluxo em pistão. Há alguns modelos matemáticos que representam o corpo d'água através do regime de fluxo disperso (EPA, 1985). Tal é particularmente relevante quando se tem rios sob influênciaestuarina ou com velocidades de fluxo bem baixas. No presente texto, adota-se a solução simplificada dc considerar o curso d'água através do regime de fluxo em pistão, suficiente para a maior parte das situações. 1.3.3. A curva do oxigênio dissolvido Ao decréscimo do oxigênio dissolvido na massa líquida dá-se o nome de depleção do oxigênio. Em termos de engenharia ambiental, assume interesse a análise da depleção ao longo do curso d'água, represenlando-se graficamente o fenômeno por uma curva do perfil de OD (oxigênio dissolvido). Neste, o eixo vertical representa as concentrações de OD, e o eixo horizontal, a distância ou o tempo de percurso, ao longo do qual se processam as transformações dc ordem bioquímica. Pela análise do gráfico, podem ser obtidos, entre outros, os seguintes pontos: - identificação das consequências da poluição - vinculação da poluição com as zonas de autodepuração - importância relativa do consumo e da produção de oxigênio - ponto crítico de menor concentração de OD - comparação entre a concentração crítica de oxigênio no corpo d'água e a concentração mínima estabelecida pela legislação - loca! onde o curso d'água volta a atingir as condições desejadas Impacto do lançamento de efluentes nos corpos

receptores

107

A modelagem destes aspectos depende fundamentalmente da compreensão dos dois principais fenômenos interagentes no balanço do oxigênio dissolvido: desoxigenação e reaeração atmosférica. Estes tópicos são abordados nos itens a seguir. ^ . 4 . Cinética da desoxigenação 1.4.1. F o r m u l a ç ã o m a t e m á t i c a Como já visto, o principal efeito ecológico da poluição orgânica em um curso d'água é o decréscimo dos teores de oxigênio dissolvido. Este decréscimo está associado à Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO), descrita 110 Capitulo "Características das Águas Residuárias". Por uma questão de padronização, utiliza-se frequentemente o conceito da DBO p a d r ã o , expressa por DBO520 c . No entanto, o consumo de oxigênio na amostra varia ao longo do tempo, ou seja, o valor da DBO, em dias distintos, é diferente. O objetivo do presente item é analisar matematicamente como o consumo de oxigênio progride ao longo do tempo. O conceito da DBO, representando tanto a matéria orgânica quanto o consumo de oxigênio, pode ser entendido por estes dois ângulos distintos: • DBO remanescente: concentração de matéria orgânica remanescente na massa líquida em um dado instante • DBO exercida: oxigênio consumido para estabilizar a matéria orgânica até este instante A progressão da DBO ao longo do tempo, segundo estes dois conceitos, pode ser vista na Figura 1.6. PROGRESSÃO TEMPORAL DA OXIDAÇÃO DA MATÉRIA ORGÂNICA

/

consumo acumulado de oxigênio (DBO exercida)

\ / / $ /

'

\ /

/ S

/ ^ matéria orgânica (DBO remanescente)

Tempo (dias) Fig. 1.6. DBO exercida (oxigênio consumido) c D130 remanescente (matéria orgânica remanescente) ao longo do tempo

108

Introdução 11 qualidade das águas e ao tratamento dc esgolos

As duas curvas são simétricas, em imagem de espelho. No tempo igual a zero, a matéria orgânica se apresenta em sua concentração total, enquanto o oxigênio consumido é zero. Com o passar do tempo, a matéria orgânica remanescente vai se reduzindo, implicando no aumento do consumo acumulado de oxigênio. Após um período de vários dias, a matéria orgânica está praticamente toda estabilizada (DBO remanescente igual a zero), ao passo que o consumo de oxigênio está praticamente lodo exercido (DBO totalmente exercida). É importante a compreensão deste fenômeno, pois ambas as curvas são parte integrante do modelo de oxigênio dissolvido. A cinética da reação da matéria orgânica remanescente (DBO remanescente) se processa segundo uma reação de primeira ordem, Uma reação de primeira ordem é aquela na qual a taxa de mudança da concentração de uma substância é proporcional à primeira potência da concentração. As reações de primeira ordem são de fundamental importância dentro da Engenharia Ambiental, já que várias reações são modeladas segundo esta cinética. A equação da progressão da DBO remanescente pode ser expressa de acordo com a seguinte equação diferencial: ~

=-*i.L

(1.5)

onde: L = concentração de DBO remanescente (mg/l) t = tempo (dia) Kj = coeficiente de desoxigenação (dia"') A interpretação da Equação 1.5 se faz no sentido de que a taxa de oxidação da matéria orgânica (dL/dt) é proporcional à matéria orgânica ainda remanescente (L), em um tempo t qualquer. Assim, quanto maior a concentração de DBO, mais rapidamente se processará a desoxigenação. Após um certo tempo, em que a DBO estiver reduzida pela estabilização, a taxa de reação será menor, em virtude da menor concentração da matéria orgânica. O coeficiente de desoxigenação Ki é um parâmetro de grande importância na modelagem do oxigênio dissolvido, sendo discutido 110 item seguinte. A integração da Equação 1.5, entre os limites de L=Lt, e L=Lt, e t=0 e t=t. conduz a: L = Lo.e~ K

(1-6)

onde: L = DBO remanescente em um tempo t qualquer (mg/l) Lo = DBO remanescente em t=0 (mg/l) Deve-se atentar para o fato de que, várias vezes, esta equação é escrita na forma decimal (base 10), ao invés da base e. Ambas as formas são equivalentes, desde que o coeficiente Ki seja expresso na forma correta (Ki „ - 2,3. Ki hvxe to)- No presente texto, os valores dos coeficientes são apresentados na base e. Impacto do lançamento de efluentes nos corpos

receptores

109

Em termos de consumo de oxigênio, é importante a quantificação da DBO exercida. Esta é obtida através da Equação 1.6, conduzindo a: y=

(1.7)

U.{\-e'Ki')

onde: y = DBO exercida em um tempo t (mg/l). Notar que y=L 0 -L. Lo • DBO remanescente, em t=0 (como definido acima), ou DBO exercida (em l=oo). Também denominada demanda última, pelo fato de representar a DBO total ao final da estabilização (mg/l).

Exemplo 1.1. A interpretação de análises de laboratório de uma amostra de água de um rio a jusante de tini lançamento de esgotos conduziu aos seguintes valores: (a) Coeficiente de desoxigenação: Ki = 0,25 d'1; (b) demanda última L„ ' 100 mg/l. Calculara DBO exercida a 1, 5 e 20 dias. Solução: Utilizando-se a Equação 1.7, onde y - L,,. (1-é-KI.I). tem-se: • Para t-1 dia: „-0.25* 1) = 22 mg/l y, = 100 (1-e* • Para t-5 dias: y$ = 100 (l-e0-2™) = 71 mg/l (= DB0>) • Para t=20 dias: y2o = 100 (l-e0'25*20) = 99 mg/l P R O G R E S S Ã O DO CONSUMO DE OXIGÊNIO

DeO(mg^ 50

/ I líi

5

10

15

20

TCMPO{ilta«| Observa-se que a 20 dias a DBO já está praticamente toda exercida (_V20 praticamente igual a L,). A relação entre a DBO-, e a demanda última L,, é: 71/100 = 0,71. Assim, ao quinto dia, aproximadamente 71% do consumo de oxigênio já foi exercido ou, em outras palavras, 71% da ma teria orgânica total (expressa em termos de DBO) já foi estabilizada. Inversamente, a relação L,/DBOs é igual a 100/71 = 1,41. "plrft/rdLc". Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

1.4.2. O coeficiente de desoxigenação Ki - {j b í I O f Q O O coeficiente K i depende das características da matéria orgânica, além da temperatura e da presença de substâncias inibidoras. Efluentes tratados, por exemplo, possuem uma taxa de degradação mais lenta, pelo fato da maior parte da matéria orgânica mais facilmente assimilável já ter sido removida, restando apenas a parcela de estabilização mais vagarosa. Valores médios dc Ki encontram-se apresentados no Quadro 1.2.

Quadro 1.2 Valores típicos de K| (base e. 20°C) Origem

K, (dia1)

Á g u a residuária c o n c e n t r a d a

0,35 - 0,45

A g u a residuária d e b a i x a c o n c e n t r a ç ã o

0,30 - 0,40

Efluente p r i m á r i o

0,30 - 0.40

Efluente s e c u n d á r i o

0,12-0,24

Rios c o m á g u a s l i m p a s

0,09 - 0,21

Agua para abastecimento público

selecionado o coeficiente de rugosidade mais adequado em função da conformação do leito do curso d'água (ver Chow, 1959). A correlação com a vazão deve seguir unia metodologia semelhante à descrita no Item 1,5.2.c, para o coeficiente de reaeração. O modelo a ser obtido pode ter a forma v = cQ d , onde c e d são coeficientes obtidos da análise da regressão. j) Tempo de percurso (t) No modelo de Streeter-Phelps, o tempo de percurso teórico que uma partícula gasta para percorrer determinado trecho é função unicamente da velocidade e da distância a ser vencida. Isto se deve ao fato do modelo prever a utilização de um regime hidráulico de fluxo em pistão, não se considerando os efeitos da dispersão. Assim, conhecidas as distâncias de percurso e determinadas as velocidades em cada trecho, o tempo de residência é obtido diretamente da relação:

I líi

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

r

v.86400

ETFES-Biblioteca

(1-29)

onde: t = tempo de percurso (d) d = distância percorrida (m) v = velocidade do curso d'água (m/s) 86400 = número de segundos por dia (s/d) l) Concentração de saturação de OD (Cv) A concentração de saturação de oxigênio pode ser calculada com base em considerações teóricas, ou através da utilização de fórmulas empíricas. O valor de C s é função da temperatura da água e da altitude, sendo que: - A elevação da temperatura reduz a concentração de saturação (a maior agitação entre as moléculas na água faz com que os gases dissolvidos tendam a passar para a fase gasosa). - O aumento da altitude reduz a concentração de saturação (a pressão atmosférica é menor, exercendo uma menor pressão para que o gás se dissolva na água). Há algumas fórmulas empíricas (a maioria baseada em análises da regressão) que fornecem diretamente o valor de C s (mg/l) em função de, por exemplo, a temperatura T (°C). Uma fórmula frequentemente empregada é (Popel, 1979): Cs = 14,652 - 4,1022x10-'.T + 7,99I0xW~'.T2 - 7,7774x10'-.T*

(1.30)

A influência da altitude pode ser computada pela seguinte relação (Qasim, 1985): (1.31) onde: fn = fator de correção da concentração de saturação de OD pela altitude (-) Cs' = concentração de saturação na altitude H (mg/1) H = altitude (m) A salinidade afeta também a solubilidade do oxigênio. A influência de sais dissolvidos pode ser computada pela seguinte fórmula empírica (Popel, 1979):

y= I - 9 x HT6 . C.ud

(1.32)

onde: 7 = fator de redução na solubilidade (=1 para água pura) Csai = concentração de sais dissolvidos (mg CI71) O Quadro 1.7 apresenta a concentração de saturação de oxigênio na água limpa para diferentes temperaturas e altitudes: Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

129

Quadro 1.7. Concentração de saturação de oxigênio (mg/l) Altitude (m)

Temperatura (°C) 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24 25 26 27 28 29 30

0

500

1000

1500

11,3 11,1 10,8 10,6 10,4 10,2 10,0 9.7 9.5 9,4 9,2 9.0 8,8 8,7 8,5 8,4 8,2 8,1 7,9 7,8 7,6

10,7 10,5 10,2 10,0 9,8 9,7 9,5 9.2 9,0 8,9 8,7 8,5 8,3 8,2 8,1 6,0 7,8 7,7 7,5 7,4 7,2

10,1 9.9 9,7 9,5 9.3 9.1 8,9 8,7 8,5 8,4 8.2 a.o 7,9 7.8 7,6 7,5 7,3 7,2 7,1 7,0 6,8

9,5 9,3 9,1 6,9 8,7 8,6 8,4 8,2 8,07,9 7,7 7,6 7,4 7,3

m) Oxigênio dissolvido mínimo permissível (ODmin)

7.Á7,1 6,9 6,8 6,6 6,6 6,4

>

Os teores de oxigênio dissolvido n serem mantidos nos corpos d'água são estipulados através de legislação. Os valores variam em função da classe em que o corpo d'água está classificado. Segundo a Resolução CONAMAN° 20, de 18/06/86, são os seguintes os teores mínimos permissíveis de OD nos corpos d'água, em função da classe a que pertencem: Quadro 1.8 Teores mínimos permissíveis de oxigênio dissolvido (Resolução CONAMA n° 20, 18/06/86)

I líi

Classe

OD minimo (mg/1)

Especial 1 2 3 4

Não sãa permitidos lançamentos, mesmo tratados 6,0 5,0 1,0 2,0

2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES

- Biblioteca

1.8. Formas de controle da poluição por matéria orgânica Ao se analisar as possíveis estratégias de controle da poluição no curso d'água, é fundamental que se atribua uma visão regional para a bacia hidrográfica como um todo, objetivando atingir-se a qualidade desejada para a água, ao invés de se tratar o problema pelos seus focos isolados. Quando se emprega um enfoque regional, uma grande variedade de estratégias alternativas torna-se disponível, normalmente conduzindo a maior economicidade e segurança. Uma estrutura organizacional adequada torna-se fundamental para desempenhar estas funções. Entre as principais alternativas disponíveis, citam-se as seguintes: • tratamento dos esgotos • regularização da vazão do curso d'água • aeração do curso d'água • aeração dos esgotos tratados • alocação de outros usos para o curso d'água a) Tratamento dos esgotos O tratamento individual ou coletivo dos esgotos antes do lançamento é usualmente a principal, e muitas vezes, a única estratégia de controle. No entanto, deve-se analisar a sua possível combinação com algumas das outras estratégias apresentadas, no sentido de se obter a solução técnica favorável de menor custo. O tratamento dos esgotos é a principal alternativa analisada na presente série de textos. b) Regularização da vazão do curso d'água Esta alternativa consiste geralmente em se construir uma barragem a montante para, através de regularização, aumentar a vazão mínima do curso d'água. A opção mais atraente é a de se incluir usos múltiplos para a represa, tais como irrigação, hidrelétrica, recreação, abastecimento de água e outros. Outro aspecto positivo é de que o efluente de barragens pode conter teores de oxigênio dissolvido mais elevados, através da aeração no vertedor de saída. Deve-se ter em mente, no entanto, que a implantação de barragens é um tópico delicado do ponto de vista ambiental. Se a bacia hidrográfica dc contribuição àrepresa não estiver devidamente protegida, a própria represa poderá tornar-se um ponto de poluição localizada e de riscos de eutrofização. c) Aeração do curso d'água Uma outra possibilidade é a de se prover a aeração do curso d'água em algum ponto a jusante do lançamento, mantendo-se a concentração de oxigênio dissolvido em valores superiores ao mínimo permissível. A vantagem desta alternativa reside no fato de que a capacidade de assimilação tio curso d'água pode ser totalmente utilizada nos períodos de maiores vazões, e a aeração pode estar limitada a períodos de seca. Esta é uma forma de tratamento coletivo e envolve a distribuição de custos entre os vários beneficiários. Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

131

Entre as diversas formas de aeração podem ser empregadas: aeração por ar difuso aeração superficial aeração em vertedores aeração em turbinas injeção por pressão Além disso, quedas d'água naturais podem contribuir significativamente para a elevação do OD (Von Sperling, 1987).

-

d) Aeração dos esgotos tratados Na saída da estação de tratamento de esgotos, após a satisfação da demanda de oxigênio, o efluente pode sofrer uma simples aeração, usualmente por meio de vertedores. Estes dispositivos podem aumentar a concentração de OD da ordem de alguns miligramas por litro (í a 3 mg/l), contribuindo a que, já no ponto de lançamento, a concentração de oxigênio no curso d'água seja um pouco mais elevada. e) Alocação de outros usos para o curso d'água No caso da impossibilidade (principalmente econômica) de se controlar os focos poluidores de forma a se preservar a qualidade do corpo d'ãgua em função dos seus usos previstos, pode-se avaliar a relocação de usos para este curso d'água, ou para trechos deste. Assim, pode vir a ser necessário atribuir-se usos menos nobres para determinado trecho de um curso d'água, pela inviabilidade de se implementar o controle ao nível desejada. A alocação dos usos para o curso d'água deve ser efetuada como uma forma „ de otimização dos recursos hídricos regionais, visando seus vários usos (Arceivala, 1981).

132

L

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

1,9. Exemplo de cálculo 1.9.1 Descrição do problema

A cidade e a indústria do exemplo geral do Capítulo 2 (Item 2.7) lançam, de forma conjunta, os seus despejos não tratados em um curso d'água. A montante do ponto de lançamento, a bacia hidrográfica não apresenta nenhuma contribuição pontual representativa, sendo ocupada principalmente por matas. A jusante do ponto cle lançamento O curso d'água percorre uma distância de 50 km até atingir a rio principal. Neste percurso, não há outros lançamento significativos. São os seguintes os dados principais: • Características dos esgotos (valores obtidos no referido exemplo): - Vazão média cle esgotos: 0,114 rtv/s - Concentração de DBO: 341 mgâ • Características da bacia hidrográfica: - Área de drenagem a montante do ponto de lançamento: 355 km2 - Descarga específica do curso d'água (vazão mínima por unidade de área da bacia): 2 l/s. km1 • Características do curso d'água: - Classe do corpo d'água: Classe 2 - Altitude: 1.000 m - Temperatura da água: 25°C - Profundidade média: 1,0 m - Velocidade média: 0,35 m/s Assumir os outros dados julgados

necessários.

• Calcular o perfil de OD até ci confluência com o rio principal • Apresentar alternativas cle tratamento cle esgotos para o controle da poluição no curso d'água • Calcular e plotar os perfis de OD para as alternativas

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

apresentadas

133

1.9.2. Determinação dos dados de entrada a) Vazão do rio (Q,) Descarga específica mínima: QrcsP=2,0 l/s.km2 Área da bacia de drenagem: A=355 km 2 Qr = Qresr . A = 2,0 l/s . km2 x 355 km2 = 710 l/s = 0,710 rn/s b) Vazão de esgotos(Qt) Qc = 0,114 mVs (enunciado do probiema) c) Oxigênio dissolvido no rio (OD,) Considerando-se que o curso d'água não apresenta descargas poluidoras a montante, adotar o oxigênio dissolvido no rio, a montante do lançamento, como 90% do valor de saturação. Concentração de saturação: C s =7,5 mg/l (25°C, 1.000 m de altitude) (ver item./ adiante) OD r = 0,9 x C s = 0,9 x 7,5 mg/l = 6,8 mg/l d) Oxigênio dissolvido no esgoto (O D,.) OD e = 0,0 mg/l (adotado) e) Demanda bioquímica de oxigênio no rio (DBO, ) Segundo o Quadro 1.5, para um rio limpo, tem-se: DBOr = 2,0 mg/l f ) Demanda bioquímica de oxigênio do esgoto (DBO,) DBOe = 3 4 1 mg/1 (enunciado do problema) g) Coeficiente de desoxigenação (K\) Na impossibilidade de se efetuar testes de laboratório, KÍ foi adotado como um valor médio de literatura (esgotos brutos - ver Quadro 1.2): Ki = 0,38 d"1 (20UC, base e) Correção de K| para a temperatura de 25"C (Equação 1.8): K\r= Knoc. e' 7 " 2 ^ = 0,38 x 1,047(25"20) = 0,48 et* h) Coeficiente de reaeração (Kj) Profundidade do curso d'agua: H = 1,0 m Velocidade do curso d'água: v = 0,35 m/s Fórmula a ser utilizada, em função da faixa de aplicação (ver Quadro 1.4 e Figura 1.12): fórmula de O'Connor e Dobbins:

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

K2 = 3,73 .

H •

= 3,73 . ( Q ' 3 5 , n / f f 5 = 2,21 ÍT 1 (1,0 m) •

(20°C, base e)

Correção para a temperatura de 25°C (Equação 1.13): K2t=K220C

• e ( r " 2 0 ) = 2,21 x l,024 (25_2O) = 2,49 d '

i) Tempo de percurso Velocidade do curso d'água: v = 0,35 m/s Distância de percurso: d = 50.000 m O tempo de percurso para se chegar à confluência com o rio principal é (Equação 1.29): _ d 50.000 m _ ' ~~ v.86400 ~ 0,35 m/s . 86400 s/d ' j) Concentração de saturação de oxigênio (C.«) Temperatura da água: T = 25°C Altitude: 1.000 m Através do Quadro 1.7 obtém-se: Cs = 7,5 m g / 1 l) Oxigênio dissolvido mínimo permissível (0D ra i„) Classe do corpo d'água: Classe 2 Segundo o Quadro 1.8, tem-se: ODmín = 5,0 mg/l Resumo:

DADOS DE ENTRADA Ge = 0,114 m3/s ODe = 0.0 mg/l DBOe = 341 mg/l v = 0,35 m/s H = 1.0 m d = 50,000 m t = 1,65 d Qr = 0.710 m3/s ODr = 6,8 mg/l DBOr = 2,0 mg/l

Kl = 0,48 d-1 K2 = 2.49 d-1 Cs = 7.5 mg/l ODmín - 5,0 mg/l

Fig. 1.16. Dados de entrada do exemplo. Hsgolo bruto.

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

135

1.9.3. Determinação dos dados de saída - Esgoto bruto a) Concentração de oxigênio cla mistura (C,>) Segundo a Equação 1.19: (o=

Qr. OI), + Q,. ODc

0,710 x 6,8 + 0,114 x 0,0

Qr + Qc

0,710 + 0,114

= 5,9 mg/l

O déficit de oxigênio é (ver Equação 1.20): Do = Cs - Co = 7,5 - 5,9 = 1,6 mg/l b) Concentração de DBO última da mistura (Lo) A constante de transformação da DBOs a DBO última é dada pela Equação 1.23: Ki =

DUO„ DBOs

|-

I -5.K,

i - c -5.(0,48

= 1,10

A DBOs da mistura é obtida a partir da Equação 1.21: (O,-, DBO, + Qc. DBOA 0,710 x 2,0 + 0,114 x 341) 1 —— 1 1 - 49 mg/l / >M)% = — = Qr+Qc 0,710 + 0,114 A DUO última da mistura é obtida através da Equação 1.22: /,„ = DBO%

• Kt = 49 x 1,10 = 54mg/l

c) Tempo crítico (/, ) Segundo a Equação 1.25: h=

1 Kj — K ]

1 -

2,49 I In 0,48 2,49 - 0,48

Do (Ki-

K,)

Lo Ki 1,6(2,49 - 0,48) 54 x 0.48

= 0,75 d

A distância crítica é obtida através do conhecimento do tempo crítico e da velocidade: do = t . v . 86400 = 0,75 x 0,35 x 86400 = 22680 m = 22,7 km d) Concentração crítica cle oxigênio dissolvido (ODc) O déficit crítico é dado pela Equação 1.26: Dc = f:L„-

e'K>' = | | | - 5 4 - * °'75 = 7,2 mg/l

A concentração crítica é dada pela Equaçao 1.27:

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

0D C = Cs-Dc = 7,5 - 7,2 = 0,3 mg/l Caso houvesse sido atingido um valor negativo de concentração, deve-se ter sempre em mente que uma concentração negativa não tem significado físico. O modelo de Streeter-Phelps não é válido nestas condições (a partir do momento em que OD=0 mg/l). E necessária a adoção de medidas de controle ambiental, já que ocorrem concentrações inferiores à mínima permissível (ODm,-n = 5,0 mg/l). e) Perfil de oxigênio dissolvido ao longo do tempo e da distância Ao longo do curso d'água, a jusante do lançamento, devido à inexistência de dados específicos, assume-se que a diluição por contribuições naturais (drenagem direta) seja contrabalançada pela DBO distribuída ao longo do percurso. Caso haja tributários ou lançamentos de esgotos significativos a jusante, o curso d'água deverá ser subdividido em novos trechos. E uma condição essencial do modelo de Streeter-Phelps que cada trecho seja constante e homogêneo. Segundo a Equação 1.24, tem-se: O = Cs -

= 7,5-

K\ • Lo Ki-K

i

(e~K['' - e~K-'') + Do • é,-Ki. t

0,48 x 54 . ( e - 0 . 4 8 x , _ e - 2 . 4 9 x í ) + 1 ) 6 . e - 2 , 4 9 x , 2,49 - 0,48

Para diversos valores de t, tem-se: d (km)

t(d)

C, (mg/l)

0,0 5.0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 35,0 40,0 45,0 50,0

0,00 0,17 0,33 0,50 0,66 0,83 0,99 1.16 1,32 1,49 1,65

5,9 3,1 1.5 0.6 0.3 0.3 0.5 0,8 1.1 1.5 1.9

Observa-se que em praticamente todo o percurso o OD está abaixo do mínimo permissível de 5,0 mg/l. O perfil de OD pode ser visualizado na Figura 1.17. Caso houvesse ocorrido concentrações de OD abaixo de zero, o modelo deveria deixar de ser utilizado no ponto em que o OD tornou-se negativo, não sendo reportados os valores inferiores a zero.

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

137

PERFIL DE OD - ESGOTO BRUTO

Fig. 1.17. Perfil de OD no curso d'água. Esgolo brulo

1.9.4. Determinação dos dados de saída - esgoto tratado Configurada a necessidade do tratamento, deve-se investigar diferentes alternativas de níveis e eficiências de tratamento na remoção da DBO. O conceito de nível de tratamento, utilizado neste item, encontra-se abordado no Capítulo 4. a) Alternativa 1: Tratamento primário - Eficiência de 35% Pela Equação 1.28, a DBO dos esgotos efluentes do tratamento é: ( e \ ( DBQ, - DBOehmto 1 "Tõõ = 341

_35}

100

= 222 mg/l

V

O novo coeficiente K| (esgoto tratado a nível primário) pode ser obtido do Quadro 1.2, e adotado como: Ki =0,35 d- , (T=20°C) K, = 0,44 d~'(T=25°C) Os demais dados de entrada permanecem os mesmos. A seqüência de cálculo é, também, a mesma. Os valores calculados de OD, bem como o gráfico do perfil de OD, encontram-se no item d. A concentração crítica de OD (2,8 mg/l) ocorre a uma distância de 22,1 km, O valor mínimo permissível ('5,0 mg/l) continua não sendo obtido na maior parte do percurso. A eficiência do tratamento proposta é insuficiente. Deve-se tentar, portanto, uma maior eficiência, associada a um tratamento a nível secundário. b) Alternativa 2: Tratamento secundário - Eficiência de 65% Todos os processos de tratamento de esgotos a nível secundário são capazes de alcançar uma eficiência na remoção da DBO de 65%, mesmo aqueles mais simplificados. 2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

\

65 DBQ. = 341 . 1 _ 100 1

Kj =0,18 d" Ki =0,23 d' 1

=

eTFÊS-Biblioteca

(T=20°C) (T=25°C)

Admitiu-se, por segurança, que o OD efluente do tratamento seja o mesmo do esgoto bruto (0,0 mg/l). Caso o sistema de tratamento de esgotos propicie maiores teores de OD no efluente, tal aspecto deverá ser levado em consideração. Os valores calculados de OD, bem como o gráfico do perfil de OD, encontram-se no item d. Observa-se que o curso d'ãgua, em todo o seu percurso, possui valores de OD acima do mínimo permissível (o OD crítico é de 5,4 mg/í). Desta forma, do ponto de vista do corpo receptor, esta alternativa é satisfatória. Como o padrão do corpo receptor está sendo respeitado, não há necessidade de se analisar o atendimento ao padrão de lançamento. No caso de legislações que impõem padrões de lançamento para a DBO (como em Minas Gerais, com o padrão de DBO igual a 60 mg/l), deve-se apresentar este estudo de autodepuração ao órgão ambiental, no sentido de que seja aprovado o lançamento com a concentração superior (no caso, 119 mg/l), já que o padrão do corpo receptor está satisfeito. Como a alternativa da eficiência de 65% mostrou-se suficiente, não há necessidade de se investigar outras alternativas de maior eficiência e, muito provavelmente, maior custo. A situação mais econômica é usualmente aquela em que o OD crítico é apenas marginalmente superior ao OD mínimo permissível. De forma similar, não há necessidade de se analisar eficiências inferiores a 65%, já que esta se situa no patamar inferior da faixa de atuação dos tratamentos secundários. Caso a eficiência de 65% tivesse sido insatisfatória, novas eficiências deveriam ser testadas em forma sequencia! e crescente, até se atingir o atendimento ao padrão do corpo receptor. c) Resumo A alternativa a ser adotada deve ser a alternativa 2 - tratamento dos esgotos a nível secundário, com uma eficiência de 65% na remoção de DBO. Os valores das concentrações de OD no curso d'água para as diversas alternativas estão apresentados a seguir.

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

139

d (km)

t (d)

0.0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 35,0 40,0 45,0 50,0

0,00 0,17 0,33 0,50 0,66 0.83 0,99 1,16 1,32 1,49 1,65

E = 0%

Concentração de OD L(mg/1) ^ -a-i • E = 35%

5,9 3,1 1,5 0,6 0.3 0,3 0,5 0,8 1,1 1.5 1.9

5,9 4,3 3,5 3,0 2,8 2,8 3,0 3,1 3.4 3,6 3,8

E = 65% 5,9 5,6 5,5 5,4 5,4 5,4 5,4 5,5 5,5 5,6 5,7

PERFIS DE OD • DIVERSAS ALTERNATIVAS

0

10

20

30

40

50

distância (km) E = 0%

E = 35%

E = 65%

OD min

Fig. 1.18. Perfis de OD para diversas alternativas de tratamento dos esgotos

Os valores acima foram obtidos através de cálculo por planilha eletrônica. Pequenas diferenças em decimais poderão surgir, dependendo do critério de arredondamento empregado, principalmente em cálculos efetuados em calculadoras eletrônicas.

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

2. CONTAMINAÇÃO POR MICRORGANISMOS PATOGÊNICOS 2.1. Introdução Um dos mais importantes aspectos de poluição das águas é aquele relacionado com o fator higiênico, associado às doenças de veiculação hídrica. O Item 5.3 do Capítulo 1 lista as principais doenças associadas à água. Um corpo d'água receptor do lançamento de esgotos pode incorporar a si toda uma ampla gama de agentes transmissores de doenças. Este fato não gera um impacto à biota do coipo d'água em si, mas afeta alguns dos usos preponderantes a ele destinados, tais como abastecimento dc água potável e balneabilidade. E, portanto, de fundamental importância o conhecimento do comportamento dos agentes transmissores de doenças em um corpo d'água, a partir do seu lançamento até os locais de utilização (captação de água ou balneabilidade). Sabe-se que a maioria destes agentes têm no trato intestinal humano as condições ótimas para o seu crescimento e reprodução. Uma vez submetidos às adversas condições prevalecentes no corpo d'água, êles tendem a decrescer em número, caracterizando o assim chamado decaimcnto. Foi visto que as bactérias do grupo coliforme são utilizadas como indicadores de contaminação fecal, ou seja, indicam se uma água foi contaminada por fezes e, cm decorrência, se apresenta uma potencialidade para transmitir doenças. O presente item aborda as relações qualitativas e quantitativas associadas ao decaimento de coliformes em coipos d'água, entendendo-se que este decaimento represente um indicativo do comportamento dos eventuais patogênicos lançados neste corpo d'água. 2.2. Padrões para coliformes em corpos d'água Como visto no Itern 6.2 do Capítulo 1, são os seguintes os padrões para coliformes em corpos d'água, em função da sua classificação:

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

141

Quadro 2.1 Padrões de coliformes em corpos d'água (Resolução CONAMA 20, de ] 8/06/86) Classe do corpo d'água Especial 1 (d) (e) 2W 3 4

Padrão (organismos/300 Coliformes fecais (c) 200 1.000 4.000 (f)

Coliformes lolais ; (o)

— 1

1.000 5.000 20.000 (1)

Obs: (a) Padrão a ser cumprido em B0% ou mais de pelo menos 5 amostras mensais colhidas em qualquer més. (b) O padrão para coliformes totais deve ser utilizado quando não houver na região meios disponíveis para o exame de coliformes fecais. (c) Nos corpos d água de Classe Especial não sâo permitidos quaisquer lançamentos, mesmo que tratados. (dj Para uso do corpo d'âgua para recreação de contato primário, deve ser analisado artigo especifico da legislação (e) As águas utilizadas para irrigação de hortaliças ou plantas trutiteras que se desenvolvem rente ao solo e que são consumidas cruas, sem remoção de casca ou película, não devem ser poluídas por excrementos humanos, ressaltando-se a necessidade de inspeções sanitárias periódicas. (!) Não há padrão para colilormes, já que as águas de Classe 4 não são Indicadas para abastecimento, irrigação ou balneabllidade.

2.3. CinéticajjojecaimcntoJ>aeteriano 2,3.1. Fatores intervenientes Os coliformes e outros organismos de origem intestinal apresentam uma mortalidade natural quando expostos a condições ambientais que diferem das anteriormente preponderantes dentro do sistema humano, e que eram as ideais para o seu desenvolvimento e reprodução. Entre os vários fatores que contribuem para a mortalidade bacteriana, citam-se os seguintes (Almeida, 1979; Arceivala, 1981; EPA, 1985; Thomann e Mueller, 1987): ^Fatores físicos: • luz solar (radiação ultra-violeta) • temperatura (os valores usuais nas águas são bem inferiores à média no corpo humano, em torno de 36°C) • adsorção • floculação • sedimentação Fatores físico-químicos: • efeitos osmóticos (salinidade) • pH • toxicidade química • potencial redox Fatores biológicos e bioquínúcos: • falta de nutrientes • predação • competição Tais fenômenos podem atuar simultaneamente, e com diferentes graus de importância.

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES - Biblioteca 2.3.2. Cinética do fenômeno A taxa de mortal idade bacteriana é geralmente estimada pela lei de Chick, segundo a qual a taxa é tanto mais elevada quanto maior for a concentração de bactérias:

onde: N = número de coliformes (coli/100 ml) Kb = coeficiente de decaimento bacteriano (d 1 ) t = tempo (d) A fórmula para o cálculo da concentração de coliformes após um tempo t depende do regime hidráulico do corpo d'água (ver Item 1.3.2.2). Rios são usualmente representados como reatores de fluxo em pistão, ao passo que represas são admitidas como reatores de mistura completa. Um maior detalhamento destes conceitos, incluindo a análise de outros modelos hidráulicos mais realísticos, encontra-se no Capítulo "Cinética de reações e hidráulica de reatores", no segundo volume da presente série. Em função das características do corpo d'água, pode-se adotar uma das seguintes fórmulas:

Q u a d r o 2 . 2 Fórmulas para o cálculo da c o n t a g e m de c o l i f o r m e s e m u m c o r p o d ' á g u a Regime H dráulico

Fluxo em pistão (ex: rios)

Fórmula da contagem de coliformes efluentes (N)

Esquema

=C5 [

£M>

N= N0 • er*f

Mistura completa (ex: lagos) N 0 = contagem de coliformes no afluente (org/100 ml) N = contagem de ccliformes após um tempo t (org/100 ml) K|, = coeficiente de decaimento bacteriano (d 1 ) t = tempo (d)

No caso de reatoresde mistunt completa, o tempo tcorrespojide ao temjgode detenção, dado_por:_ t=V/Q. A concentração de coliformes em qualquer ponto do reator é a mesma, coincidindo com a concentração efluente.

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

143

2.3.3. Coeficiente de decaimento bacteriano A mortal idade de microrganismo em distintos corpos d'água geralmente apresenta diferentes valores de Kb, dependendo da natureza do organismo c das condições no meio aquático. Por exemplo, a mortalidade em águas naturais é mais rápida nas latitudes tropicais que nas temperadas. Rios turbulentos apresentam taxas mais rápidas que os cursos d'água mais lentos. A cinética de mortandade conduz a que, quanto maior a concentração de organismos, maior a taxa de remoção, fazendo com que a mortalidade seja mais rápida em rios poluídos do que nos limpos (Arceivala, 1981). Valores de Kb obtidos em diversos estudos em água doce variam numa ampla faixa. Valores típicos, no entanto, situam-se próximos a (Arceivala, 1981; EPA, 1985; Thomann e Mueller, 1987): Kb = 0,5 a 1,5 d"

(base e, 20°C)

Valor típico - 1,0 d'

Marais (apud Arceivala, 1981) comenta não haver diferenças significativas entre as taxas de decaimento de coliformes totais, coliformes fecais e estreptococos fecais. As taxas de mortalidade de vírus são menores que as das bactérias coliformes. O efeito da temperatura na taxa de decaimento dos microrganismos pode ser formulado através de:

(2.2 y

Ki,r = Kh2o. Q {T - 20) onde: 9 = coeficiente de temperatura (-)

Um valor médio para 9 pode ser 1,07 (Castagnino, 1977: Thomann e Mueller, 1987), embora haja uma grande variação dos dados apresentados na literatura. 2.4. Controle da contaminação por patogênicos A melhor forma de se controlar a contaminação por patogênicos em um corpo d'água é através da sua remoção na etapa de tratamento dos esgotos. No entanto, tal prática não é ainda consolidada a nível mundial, havendo distintas abordagens. A prática norte-americana usual envolve a desinfecção sistemática do efluente do tratamento dos esgotos, enquanto a estratégia européia normalmente efetua a desinfecção apenas no tratamento de águas. Os processos de tratamento de esgotos usualmenteutilizados são bastante eficientes na remoção de sólidos em suspensão e de matéria orgânica, mas são geralmente insuficientes para a remoção de microrganismos causadores de doenças. Apesar da

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

grande importância deste item em nosso país, ele não tem recebido a devida consideração. Tal se deve, em parte, pela dificuldade em se adotar métodos simplificados e eficientes de desinfecção. O Quadro 2.3 lista as eficiências na remoção de coliformes obtidas nos principais sistemas de tratamento a nível secundário.

Q u a d r o 2.3 Eficiências típicas de diversos sistemas na r e m o ç ã o de c o l i f o r m e s Sistema de tratamento

Eficiência na remoção de coliformes (%)

Tratamento primário Lagoa facultativa Lagoa anaeróbia-lagoa facultativa Lagoa aerada facultativa Lagoa aerada de mistura ccmpleta-lagoa de decantação Lagoa de estabilização - lagoa de maturação

30 -40 60 •99 60- 99,9 60 - 96 60 -99 > 99,9

Lodos ativados convencional Aeração prolongada

60 -90 65 • 90

Filtro biológico (baixa carga) Filtro biológico (alta carga) 8iodisco

60 - 90 60 - 90 60 -90

Reator anaeróbio de manta de lodo Fossa séptica-filtro anaeróbio

60 -90 60 -90

Infiltração lenta no solo InfiStração rápida no solo Infiltração subsuperficial no solo Escoamento superficial no solo

99 99 > 99 90- >99 >

>

Apesar das eficiências parecerem elevadas, deve-se ter em mente que, em se tratando de coliformes, eficiências muito mais elevadas são necessárias para o atendimento aos padrões. Aremoção de coliformes com eficiências bastanteelevadas pode ser alcançada através dos seguintes processos mais usuais:

Impado do lançamento de efluentes nos corpos receptores

Q u a d r o 2.4 Principais p r o c e s s o s para a r e m o ç ã o de patogênicos no tratamento dos e s g o t o s Processo

Comentário

Lagoa de malufaçâo

São lagoas de menores profundidades, onde a penetração da radiação solar ultra-violeta e as condições ambientais desfavoráveis causam uma elevada mortandade dos patogênicos. As lagoas de maturação não necessitam de produtos químicos ou energia, mas requerem grandes • áreas. Devido à sua grande simplicidade e baixos custos, são os sistemas mais recomendáveis (desde que haja área disponível).

Disposição no solo

As condições ambientais desfavoráveis no solo favorecem a mortandade de patogênicos. Deve-se atentai para a possível contaminação de vegetais, os quais não devem ser ingeridos. Não necessita de produtos químicos. Requer grandes áreas.

Natural

Cloraçào

Artificial

O cloro mata os microrganismos patogênicos. São necessárias elevadas dosagens, o que encarece o processo. Há certa preocupação com relação à geração de subprodutos tóxicos, mas deve-se levar em consideração o grande benefício da remoção de patogênicos. Há bastante experiência com cloraçào na área de tratamento de água.

Ozonização

0 ozônio é um agente bastante eticaz para a remoção de patogênicos. No entanto, a ozonização é bastante cara.

Radiação ultra-violeta

A radiação ultra-violeta. gerada por lâmpadas especiais, mata os agentes patogênicos. Não há geração de subprodutos tóxicos. Este processo tem se desenvolvido bastante recentemente, e parece ser competitivo com a cloraçào, dentro de determinadas condições.

Os processos listados acima são capazes de alcançar remoções de coliformes acima de 99,99%. Frequentemente, a eficiência da remoção de coliformes é expressa na escala logarítmica, através da seguinte conceituação: • eficiência de 1 log: E=90% (a concentração de patogênicos é reduzida 1 ordem de grandeza) • eficiência de 2 log: E=99% (a concentração de patogênicos é reduzida 2 ordens de grandeza) • eficiência de 3 log: E=99,9% (a concentração de patogênicos é reduzida 3 ordens de grandeza) • eficiência de 4 log: E=99,99% (a concentração de patogênicos é reduzida 4 ordens de grandeza) • eficiência de n log: E=99,99...% (a concentração de patogênicos é reduzida n ordens de grandeza)

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES - Biblioteca

Exemplo 2.1

Calcular o perfil da concentração de coliformes fecais no rio do exemplo do Item 1.10. Calcular a eficiência de remoção de coliformes necessária no tratamento de esgotos, para que o rio fique dentro dos padrões da Classe 2, logo após o lançamento. Os principais dados são: • • • • •

vazão do rio: Qr = 0,710 in/s vazão de esgotos: Qc = 0,114 nr/s temperatura da água: T = 20° C distância de percurso: d = 50 km velocidade do curso d'água: v = 0,35 m/s

Solução: a) Concentração de coliformes fecais no esgoto bruto. Assumir uma concentração de coliformes fecais Atebruio = lxl O1 org/100ml no esgoto bruto (ver Capítulo 2). b) Concentração de coliformes fecais na mistura esgoto-rio, após o lançamento Assumir que o rio a montante do lançamento seja limpo, com uma contagem desprezível de coliformes (Nr = 0 org/100ml) A concentração na mistura é advinda de média ponderada com as vazões: gf.^

+ &

Qe+Qe

.

^

=

a710x0

+

0114xl0\

0,710 + 0,114

x

1 0 W l 0 0 m / &

c) Perfil da concentração ao longo da distância A concentração de coliformes fecais é calculada pela equação para fluxo em pistão (rios), apresentada no Quadro 2.2. Adotando-se Kb=l,0 d'1, tem-se: N=No.

e~Kh •' = 1,38 x IO6.*?"1-0-'

Variando-se t, obtém-se os valores de Nt. A correspondência entre distância e tempo é dada através de: d=v.t

= (0,35 m/s x 86.400 s/d).

t

Para diversos valores de t e de d, tem-se:

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

147

d (km)

Qd)

0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 35,0 40,0 45.0 50.0

0,00 0,17 0,3á> 0,50 0,66 0,83 0,99 1,16 1,32 1,49 1^65

N t (mg/l)

1,38x 10® 1,16x10® 0,99x10® 0,84x10® 0,71 x 10® 0,60 X10® 0,51 X 10® 0,43x10® 0.37 x 106 0,31 x 10® 0.27 x 106

Apesar do decréscimo considerável ao longo do percurso, as concentrações são ainda elevadíssimas, e bastante superiores ao padrão de 1.000 org/100 ml para Classe 2.

PERFIL DE COLIFORMES FECAIS - ESGOTO BRUTO

O

10

20

30

40

50

distância (km)

d) Concentração máxima permissível no esgoto para atendimento ao padrão No ponto de lançamento, a concentração de coliformes fecais deverá .ser 1.000 org/100 ml, correspondente ao padrão para Classe 2. Utilizando-se a equação da concentração na mistura, obtém-se a concentração máxima desejável no esgoto bruto. N

_ Qr - Nr+ &. Nehm,„ _ Qe+Qe

iooo

_ 0 , 7 1 0 x 0 + 0,114xJV, 0,710 4-0,114

Ne= 7.228 org/100 ml e) Eficiência requerida para a remoção de coliformes fecais no tratamento de esgotos A eficiência requerida é:

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

E=

1,0 x I O 7 - 7 . 2 2 8 1,0 x J0 7

= 0,9993 = 99,93%

Será necessária, portanto, a elevada eficiência de 99,95% na remoção de coliformes fecais no tratamento. Tal eficiência não é usualmente alcançada nos processos de tratamento convencionais, requerendo uma etapa específica de remoção de coliformes (ver Quadro 2.3).

Exemplo 2.2 Calculara concentração de coliformes fecais em uma represa com um volume de 5.000.000 m3. A represa recebe, conjuntamente, um rio e um lançamento de esgotos, ambos com características iguas às do Exemplo 2.1, Calcular a eficiência de remoção de coliformes necessária no tratamento de esgotos, para que a represa fique dentro dos padrões da Classe 2. Os principais dados são: • vazão do rio: Qs = 0,710 m3/s • vazão de esgotos: Qe= 0,114 fn /s • temperatura da água: T = 20"C Solução: a) Concentração de coliformes fecais no esgoto bruto. Nebruto = lxlO7 org/lOOml (idem Exemplo 2.1). b) Concentração de coliformes fecais na mistura esgoto-rio N0 = 1,38x106 org/100 ml (idem Exemplo 2.1) c) Tempo de detenção na represa Q = Qr+Qe = 0,71Q+Q,l 14= 0,824 m^/s . v • 5.000.000 m s , t =—= : = 70,2 d Q (0,824 nr/s) x (86.400 s/d) d) Concentração de coliformes na represa Assumindo-se um modelo de mistura completa, e um valor de Kb igual a 1,0 d'[ (igual ao Exemplo 2.1), a concentração de coliformes na represa e no efluente da represa é dado por (ver Quadro 2.2):

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 145

=

1,38x10 6

=

1 +Kh.t

=

1 + 1,0x70,2

O valor encontra-se acima do padrão de 1.000 org/100 ml, para Classe 2. e) Concentração máxima permissível no esgoto para atendimento ao padrão Utilizando-se a mesma equação de mistura completa, tem-se: N=- ^ — = \+Ki,.t

N 1.000 = ° 1 + 1,0 X 70,2

N„ = 71.200 org/100 ml No ponto de mistura esgoto-rio, a concentração deverá ser de 71.200 org/100 ml. Utilizando-se a equação da concentração na mistura, obtém-se a concentração máxima desejável no esgoto bruto. Ar

yVo =

Qr.Nr+Qe.Ne Qr+Qe

_.„nn

— t i ,2UU

:

0,710 x 0 + 0,114 X Ne 0,710 + 0,114

Nc = 515.000 org/100 ml f ) Eficiência requerida para a remoção de coliformes fecais no tratamento de esgotos A eficiência requerida é: 1,0X10?-515.000 1,0x IO7 Esta eficiência é inferior à requerida no Exemplo 2.1, mas tal se deve ao elevado tempo de detenção na represa (70,2 dias), comparado com o reduzido tempo no rio (1,65 dias). Caso ambos os sistemas tivessem o mesmo tempo de detenção, o sistema de fluxo em pistão (rio) seriei mais eficiente que o de mistura completa (represa), requerendo uma menor eficiência de remoção no tratamento.

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES - Biblioteca 3. EUTROFIZAÇÃO DOS Ç O R E Q S J B ! Á G | j ^ , 3.1. Conceituação do fenômeno As plantas aquáticas podem ser classificadas dentro das seguintes duas categorias bem amplas (Thomann e Mueller, 1987): • plantas que se inovem livremente com a água (plantas aquáticas planctônicas): incluem o fitoplâncton microscópico, plantas flutuantes e certos tipos de plantas, como as algas cianofíceas, que podem flutuar na superfície e mover com a corrente superficial; • plantas fixas (aderidas ou enraizadas): incluem as plantas aquáticas enraizadas de diversos tamanhos e as plantas microscópicas aderidas (algas bênticas). As algas são, portanto, uma designação abrangente de plantas simples, a maior parte microscópica, que incluem tanto as plantas de movimentação livre, o fitoplâncton e as algas bênticas aderidas. Em todos os casos, as plantas obtêm a sua fonte de energia primária da energia luminosa através do processo de fotossíntese. A eutrofização é o crescimento excessivo das plantas aquáticas, tanto planctônicas quanto aderidas, a níveis tais que sejam considerados como causadores de inteiferências com os usos desejáveis do corpo d'água (Thomann e Mueller, 1987). Como será visto no presente capítulo, o principal fator de estímulo é um nívei excessivo de nutrientes no corpo d'água, principalmente nitrogênio & fósforo. Neste capítulo enfoca-se, como corpo d'água, principalmente lagos e represas. O processo de eutrofização pode ocorrer também em rios, embora seja menos frequente, devido às condições ambientais serem mais desfavoráveis para o crescimento de algas e outras plantas, como turbidez e velocidades elevadas. A descrição a seguir ilustra a possível sequência da evolução do processo de eutrofização em um corpo d1 água, como um lago ou represa (ver Figura 3.1). O nível de eutrofização está usualmente associado ao uso e ocupação do solo predominante na bacia hidrográfica. a) Ocupação por matas e florestas Um lago situado em uma bacia de drenagem ocupada por matas e florestas apresenta usualmente uma baixa produtividade, isto é, há pouca atividade biológica de produção (síntese) no mesmo. Mesmo nestas condições naturais e de ausência de interferência humana, o lago tende a reter sólidos que se sedimentam, constituindo uma camada de lodo no fundo. Com os fenômenos de decomposição do material sedimentado, há um certo aumento, ainda incipiente, do nível de nutrientes na massa líquida. Em decorrência, há uma progressiva elevação na população de plantas aquáticas na massa líquida e, em consequência, de outros organismos situados em níveis superiores na cadeia alimentar (cadeia trófica). Na bacia hidrográfica, a maior parte dos nutrientes é retida dentro de um ciclo quase fechado. As plantas, ao morrerem e caírem nosolo, sofrem decomposição, Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

151

EVOLUÇÃO DO PROCESSO DE EUTROFIZAÇÃO DE UM LAGO OU REPRESA

Fig. 3.1. Evolução ilo processo de eulrofizaçno em um lago ou represa. Associação entre o uso e ocupação do solo e a euirofízação.

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ETFES - Biblioteca liberando nutrientes. Numa região de matas e florestas, a capacidade de infiltração da rigun de chuva no solo é elevada. Em consequência, os nutrientes lixiviam pelo solo, onde ••no absorvidos pelas raízes das plantas, voltando a fazer parte da sua composição, e írohando, desta forma, o ciclo. O aporte de nutrientes ao corpo d'água é reduzido. Pode-se considerar que o coipo d'água apresente ainda um nível trófico bem incipiente. b) Ocupação por agricultura A retirada da vegetação natural da bacia para ocupação por agricultura representa, usualmente, uma etapa intermediária no processo de deterioração de um corpo d'água. Os vegetais plantados na bacia são retirados para consumo humano, muito possivelmente fora da própria bacia hidrográfica. Com isto, há uma retirada, não compensada naturalmente, de nutrientes, causando uma quebra no ciclo interno dos mesmos. Para compensar esta retirada, e para tornar a agricultura mais intensiva, são adicionados artificialmente, fertilizantes, isto é, produtos com elevados teores dos nutrientes nitrogênio e fósforo. Os agricultores, visando garantir uma produção elevada, adicionam quantidades elevadas de N e P, frequentemente superiores à própria capacidade de assimilação dos vegetais. A substituição das matas por vegetais agricultáveis pode causar também uma redução da capacidade de infiltração no solo. Assim, os nutrientes, já adicionados em rxcesso, tendem a escoar superficialmente pelo terreno, até atingir, eventualmente, o lago ou represa. O aumento do teor de nutrientes no corpo d'água causa um certo aumento do número de algas e, em consequência, dos outros organismos, situados em degraus superiores da cadeia alimentar, culminando com os peixes. Esta elevação relativa da produtividade do corpo d'água pode ser até bem-vinda, dependendo dos usos previstos para o mesmo. O balanço entre os aspectos positivos e negativos dependerá, em grande parte, da capacidade de assimilação dc nutrientes do corpo d'água (a ser detalhada posteriormente neste capítulo). c) Ocupação urbana Caso se substitua a área agricultável da bacia hidrográfica por ocupação urbana, uma série de consequências irá ocorrer, desta vez em taxa bem mais rápida. • Assoreamento. A implantação de loteamentos implica em movimentos de terra para as construções. A urbanização reduz também a capacidade de infiltração das águas no terreno. As partículas de solo tendem, em consequência, a seguir pelos fundos de vale, até atingir o lago ou represa. Aí, tendem a sedimentar, devido às baixíssimas velocidades de escoamento horizontal. A sedimentação das partículas de solo causa o assoreamento, reduzindo o volume útil do corpo d'água, e servindo de meio suporte para o crescimento de vegetais fixos de maiores dimensões (macrófitas) próximos às margens. Estes vegetais causam uma evidente deterioração no aspecto visual do corpo d'água. Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

153

• Drenagem pluvial urbana. A drenagem urbana transporta uma carga muito maior de nutrientes que os demais tipos de ocupação da bacia. Este aporte de nutrientes contribui para uma elevação no teor de algas na represa. • Esgotos. O maior fator de deterioração está, 110 entanto, associado aos esgotos oriundos das atividades urbanas. Os esgotos contêm nitrogênio e fósforo, presentes nas fezes e urina, nos restos de alimentos, nos detergentes e outros subprodutos das atividades humanas. A contribuição de N e P através dos esgotos é bem superior à contribuição originada pela drenagem urbana. Há, portanto, uma grande elevação do aporte d e N e P a o iagoou represa, trazendo, em decorrência, uma elevação nas populações de algas e outras plantas. Dependendo da capacidade de assimilação do corpo d'ãgua, a população de algas poderá atingir valores bastante elevados, trazendo uma série de problemas, como detalhado no item seguinte. Em um período de elevada insolação (energia luminosa para a fotossíntese), as algas poderão atingir superpopulações, constituindo uma camada superficial, similar a um caldo verde. Esta camada superficial impede a penetração da energia luminosa nas camadas inferiores do corpod'água, causando a morte das algas situadas nestas regiões. A morte destas algas traz, em si, uma série de outros problemas. Estes eventos de superpopulação de algas são denominados floração das águas. 3.2, Problemas da eulrofl/acão São os seguintes os principais efeitos indesejáveis da eutrofização (Arceivala, 1981; Thotnann e Mueller, 1987; von Sperling, 1994a); • Problemas estéticos e recreacionais. Diminuição do uso da água para recreação, balneabilidade e redução geral na atração turística devido a: - frequentes florações das águas - crescimento excessivo da vegetação - distúrbios com mosquitos e insetos - eventuais maus odores - eventuais mortandades de peixes • Condições anaeróbias no fundo do corpo d'água. O aumento da produtividade do corpo d'água causa uma elevação da concentração de bactérias heterotróficas, que se alimentam da matéria orgânica das algas e de outros microrganismos mortos, consumindo oxigênio dissolvido do meio líquido. No fundo do corpo d ^ g u a predominam condições anaeróbias, devido à sedimentação da matéria orgânica, e à reduzida penetração do oxigênio a estas profundidades, bem como à ausência de fotossíntese (ausência de luz). Com a anaerobiose, predominam condições redutoras, com compostos e elementos no estado reduzido: - o feiro e o manganês encontram-se na forma solúvel, trazendo problemas ao abastecimento de água

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES - Biblioteca

•

•

•

•

• • •

•

- o fosfato encontra-se também na forma solúvel, representando uma fonte interna de fósforo para as algas - o gás sulfídrico causa problemas de toxicidade e maus odores. Eventuais condições anaeróbias no corpo d'água como um todo. Dependendo do grau de crescimento bacteriano, pode ocorrer, em períodos de mistura total da massa líquida (inversão térmica) ou de ausência de fotossíntese (período noturno), mortandade de peixes e reinlrodução dos compostos reduzidos em toda a massa líquida, com grande deterioração da qualidade da água. Eventuais mortandades de peixes. A mortandade de peixes pode ocorrer em função de: - anaerobiose (já comentada acima) - toxicidade por amónia. Em condições de pH elevado (frequentes durante os períodos de elevada fotossíntese), a amónia apresenta-se em grande parte na forma livre (NH3), tóxica aos peixes, ao invés de na forma ionizada (NH4+), não tóxica. Maior dificuldade e elevação nos custos de tratamento da água. A presença excessiva de algas afeta substancialmente o tratamento da água captada no lago ou represa, devido à necessidade de: - remoção da própria alga - remoção de cor - remoção de sabor e odor - maior consumo de produtos químicos - lavagens mais frequentes dos filtros Problemas com o abastecimento de água industrial. Elevação dos custos para o abastecimento de água industrial devido a razões similares às anteriores, e também aos depósitos de algas nas águas de resfriamento. Toxicidade das algas. Rejeição da água para abastecimento humano e animal em razão da presença de secreções tóxicas de certas algas. Modificações na qualidade e quantidade de peixes de valor comercial Redução na navegação e capacidade de transporte. O crescimento excessivo de inacrófitas enraizadas interfere com a navegação, aeração e capacidade de transporte do corpo d'água. Desaparecimento gradual do lago como um toclo. Em decorrência da eutrofização e do assoreamento, aumenta a acumulação de matérias e de vegetação, e o lago se torna cada vez mais raso, até vir a desaparecer. Esta tendência de desaparecimento de lagos (conversão a brejos ou áreas pantanosas) é irreversível, porém usualmente extremamente lenta. Com a interferência do homem, o processo pode se acelerar abruptamente. Caso não haja um controle na fonte e/ou dragagem do material sedimentado, o corpo d'água pode desaparecer relativamente rapidamente.

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

155

^ J O . G r m r s d e Jxofia De forma a se poder caracterizar o estágio de eutrofização em que se encontra um corpo d'água, possibilitando a tomada de medidas preventivas e /ou corretivas, é interessante a adoção de um sistema classificatório. Usualmente, tem-se os seguintes níveis de trofia: • oligotrófico (lagos claros e com baixa produtividade) • mesotrófico (lagos com produtividade intermediária) • eutrófico (lagos com elevada produtividade, comparada ao nível natural básico) De forma a se caracterizar com uma particularidade ainda mais elevada os corpos d'água, há outras classificações com outros níveis tróficos, tais como: ultraoligotrófico, oligotrófico, oligomesotrófico, mesotrófico, mesoeutrófico, eutrófico, eupolitrófico, hipereutrófico (listados da menor para a maior produtividade). Uma caracterização qualitativa entre os principais graus de trofia pode ser como apresentada no Quadro 3.1.

Q u a d r o 3 . 1 C a r a c t e r i z a ç ã o t r ó f i c a de lagos e reservatórios Item

Classe de trofia Eutrófico

Hipereutrófico

Biomassa

Bastante baixa

Reduzida

Média

Alta

Bastante alta

Fração de algas verdes e/ou cianotlceas

Baixa

Baixa

Variável

Alta

Bastante alta

Macró fitas

Baixa ou ausente

Baixa

Variável

Aita ou baixa

Baixa

Dinâmica de produção

Bastante baixa

Baixa

Média

Alta

Alta, instável

Dinâmica de oxigênio na camada superior

Normalmente saturado

Normalmente saturado

Variável em torno da supersaturaçâo

Frequentemente supersaturado

Dinâmica de oxigênio na camada inferior Prejuízo aos usos múüipfos

Ultraoligolrófico Oligotrófico

Mesotrófico

Normalmente Normalmente Variável abaixo saturado saturado da saturação Baixo

Baixo

Variável

Bastante * instável, de supersaturaçâo à ausência

Bastante Abaixo da instável, de saturação à supersaturaçâo completa ausência á ausência Alto •

Bastante alto

Adaptado da Volienwelder {apud Salas ü Martírio, 1991)

A quantificação do nível trafico é, no entanto, mais difícil, especialmente para lagos tropicais. Von Sperling (1994a) apresenta uma coletânea de diversas referências, em termos de concentração de fósforo total, clorofila a e transparência, a qual

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r

1 ressalta a grande amplitude das faixas propostas por diversos autores. Além disso, a referência citada apresenta ainda outros possíveis índices a serem utilizados, sempre com a ressalva da dificuldade de se generalizar dados de um corpo d'água para outro. Deve-se ter em mente ainda que corpos d'água tropicais apresentam uma maior capacidade de assimilação de fósforo que corpos d'ãgua de climas temperados. Uma interpretação da síntese relatada por von Sperling pode ser como apresentado no Quadro 3.2, em termos da concentração de fósforo total.

Quadro 3.2 Faixas aproximadas de valores de fósforo total para os principais graus de trofia Classe de trofia

Concentração de fósforo total na represa (mg/m 3 )

UStraoligotrôfico Oligotrófico Mesotröfioo Eutrófico Hipereutrófica

< 5 100

Fonte: tabela construída coni base nos dados apresentados por von Sperling (1994a) Nota: a superposição dos valores entre duas faixas indica a dificuldade no estabelecimento de faixas rígidas

O estabelecimento da classe de trolia com base apenas no fósforo é por uma questão dc conveniência na modelagem matemática. Da mesma forma que nos outros tópicos de poluição das águas foram escolhidas variáveis representativas, como oxigênio dissolvido (poluição por matéria orgânica) e coliformes (contaminação por patogênicos), adota-se neste capítulo o fósforo como representativo do grau de trofia. A vinculação entre os graus de trofia e os usos da água encontra-se no Quadro 3.3.

Quadro

3.3 Vinculação entre os usos da água e os graus de trofia em um corpo d'água Classe de trofia Uso

Abastecimento de água potável Abastecimento de água de processo

Ultra-

Olígo-

Meso- • Meso-

oliçiotiófico

Irófico

trófico

^

Hipereutrófico

Desejável Tolerável Desejável Tolerável

Abastecimento de água de resfriamento

Tolerável

Recreação de contato primário

Desejável Tolerável

Recreação de contato secundário

Desejável

Paisagismo Criação de peixes (espécies sensíveis)

^

eutrófico

Tolerável Tolerável

Desejável Tolerável

Criação de peixes (espécies tolerantes)

Tolerável

Irrigação

Tolerável

Produção de energia

Tolerável

Ponte: adaptado da Thornton e Rast (1994)

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

157

3.4. DLoâiajca^deJagos c reservatórios O perfil vertical de temperatura em lagos e reservatórios varia com as estações do ano. Esta variação de temperatura afeta a densidade da água e, em decorrência, a capacidade de mistura e estratificação do corpo d'água. Durante o verão e os meses mais quentes do ano, a temperatura da camada superficial é bem mais elevada que a temperatura do fundo, devido à radiação solar. Devido a este fato, a densidade da água superficial torna-se inferior ã densidade da camada do fundo, fazendo com que haja camadas distintas no corpo d'água: • epilímnio: camada superior, mais quente, menos densa, com maior circulação • termoclina: camada de transição • hipolímnio: camada inferior, mais fria, mais densa, com maior estagnação A diferença de densidades pode ser tal, que cause uma completa estratificação no corpo d'água, com as três camadas não se misturando entre si. Esta estratificação tem uma grande influência na qualidade da água. Dependendo do grau de trofia do corpo d'água, poderá haver uma ausência completa de oxigênio dissolvido no hipolímnio. Em decorrência, nesta camada tem-se a predominância de compostos reduzidos de ferro, manganês e outros. Com a chegada do período frio, há um resfriamento da camada superficial do lago, causando uma certa homogeneização na temperatura ao longo dc toda a profundidade. Com a homogeneização da temperatura, tem-se também uma maior similaridade entre as densidades. A camada superior, subitamente resfriada, tende a ir para o fundo do lago, deslocando a camada inferior, e causando um completo revolvimento do lago. A este fenômeno dá-se o nome de inversão térmica. Em lagos que apresentam uma maior concentração de compostos reduzidos no hipolímnio, a reintrodução destes na massa d'água de todo o lago pode causar uma grande deterioração na qualidade da água. A redução da concentração de oxigênio dissolvido, devido à demanda introduzida pelos compostos orgânicos e inorgânicos reduzidos, bem como à ressuspensão da camada anaeróbia do fundo, pode causar a mortandade de peixes. A Figura 3.2 apresenta um perfil típico de temperatura e OD nas condições de estratificação e de inversão térmica. ^Lg^Nutrientc limitante Nutriente limitante é aquele que, sendo essencial para uma determinada população, limita seu crescimento. Em baixas concentrações do nutriente limitante, o crescimento populacional é baixo. Com a elevação da concentração do nutriente limitante, o crescimento populacional também aumenta. Essa situação persiste até o ponto em que a concentração desse nutriente passa a ser tão elevada no meio, que um outro nutriente passa a ser o fator limitante, por não se apresentar em concentrações suficientes para suprir os elevados requisitos da grande população. Esse novo nutriente passa a ser o novo nutriente limitante, pois nada adianta aumentar a

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES - Biblioteca DINÂMICA DE ESTRATIFICAÇÃO E MISTURA DE LAGOS LAGO C O M ESTRATIFICAÇÃO TÉRMICA

(meses mais quentes)

TEMPERATURA

OD

termoclino temperoturo

OD

LAGO C O M MISTURA - INVERSÃO TÉRMICA

(entrada do período frio)

TEMPERATURA altura

OD altura

u

temperatura

OD

I' ig. 3.2. Perfis de um lago e m condições de estratificação e de inversão térmica

concentração do primeiro nutriente, que a população não crescerá, pois estará limitada pela insuficiência do novo nutriente limitante. Thomann e Mueller (1987) sugerem o seguinte critério, com base na relação entre .is concentrações de nitrogênio e fósforo (N/P), para se estimar preliminarmente se o crescimento de algas em um lago está sendo controlado pelo fósforo ou nitrogênio: • grandes lagos, com predominância de fontes não pontuais: N/P> 10: limitação por fósforo • pequenos lagos, com predominância de fontes pontuais: N/P< 10: limitação por nitrogênio De acordo com Salas e Martino (1991), a maioria dos lagos tropicais da América I .itina são limitados por fósforo. Um outro aspecto é o de que, mesmo que se controle t» aporte externo de nitrogênio, há algas com capacidade de fixar o nitrogênio itlinosférico, que não teriam a sua concentração reduzida com a diminuição da carga ilhiente de nitrogênio. Por estas razões, prefere-se dar uma maior prioridade ao controle das fontes de fósforo quando se pretende controlar a eutrofização em um corpo d'água. O presente texto segue esta abordagem.

LZ

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

159

3.6. Estjinativajda^carga de fósforo afluciitejijjmJagoou represa As principais fontes de fósforo a um lago ou represa são, em ordem crescente de importância: • drenagem pluvial - áreas com matas e florestas - áreas agrícolas - áreas urbanas • esgotos A drenagem pluvial de áreas com ampla cobertura vegetal, como matas e florestas, transporta a menor quantidade de fósforo. Nestas áreas, o fósforo não está superabundando no meio, já que o ecossistema se encontra próximo ao equilíbrio, não havendo nem grandes excessos, nem grandes faltas dos principais elementos. A drenagem de áreas agrícolas apresenta valores mais elevados e, também, uma ampla variabilidade, dependendo da capacidade de retenção do solo, irrigação, tipo de fertilização da cultura e condições climáticas (CETESB, 1976). A drenagem urbana apresenta valores mais elevados e com menor variabilidade. Os esgotos domésticos veiculados por sistemas de esgotamento dinâmico são, na realidade, a maior fonte de contribuição de fósforo. Este encontra-se presente nas fezes humanas, nos detergentes para limpeza doméstica e em outros subprodutos das atividades humanas. Com relação aos esgotos industriais, é difícil a generalização da sua contribuição, em virtude da grande variabilidade apresentada entre distintas tipologias industriais, e mesmo de indústria para indústria em uma mesma tipologia. O Quadro 3.4 apresenta valores típicos da contribuição unitária de fósforo, compilados de diversas referências nacionais e estrangeiras (von Sperling, 1985b). A unidade de tempo adotada é "ano", conveniente para modelagem matemática.

Q u a d r o 3.4 C o n t r i b u i ç õ e s unitárias de f ó s f o r o típicas Fonte

Tipo

Valores típicos

Unidade

Drenagem

Áreas de matas e florestas Areas agrícolas Areas urbanas

10 50 100

kgP/km2.ano kgP/km2.ano kgP/km2.ano

Esgotos

Domésticos

1,0

kgP/hab.ano

3.7. Estimativa da concentração de fósforo no corpo d'água A literatura apresenta uma série de modelos empíricos simplificados para se estimar a concentração de fósforo no corpo d'água, em função da carga afluente, tempo de detenção e características geométricas. Os modelos empíricos podem ser utilizados com uma das seguintes duas aplicações principais:

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

• Estimativa do nível tráfico. Uma vez estimada a concentração de fósforo, pode-se avaliar o nível trófico do lago, com base nas considerações do Item 3.3. • Estimativa da carga máxima admissível. Pode-se estimar também a carga máxima admissível de fósforo ao lago, para que a concentração de fósforo resultante esteja dentro de um valor inferior ao da eutrofia. A abordagem empírica tem sido mais utilizada do que a conceituai, devido à dificuldade em se elaborar modelos de base física para o fósforo em uma represa, bem como de se obter os valores dos coeficientes e dados de entrada necessários. O modelo empírico mais conhecido mundialmente é o de Vollenweider (1976), desenvolvido predominantemente para lagos temperados. O modelo, apresentado de uma forma conveniente para as convenções do presente texto, é: (3.1)

L/onde: P = concentração de fósforo no corpo d'água (gP/m 3 ) L = carga afluente de fósforo (kgP/ano) V = volume da represa (m 3 ) t = tempo de detenção hidráulica (ano) K., = coeficiente de perda de fósforo por sedimentação (l/ano) Vollenweider obteve o valor de Ks por meio de análise da regressão em função do tempo de detenção na represa. O valor obtido foi: K, = 1/VT

(3.2)

Castagnino (1982), ao analisar teoricamente a perda de fósforo por sedimentação em lagos tropicais, chegou a um valor de Ks igual a 2,5 vezes o valor de Vollenweider. Este coeficiente de majoração de 2,5 é um fator composto de 1,3 para a sedimentação facilitada pelas maiores temperaturas e 1,9 pela aceleração na taxa de crescimento de fitoplâncton (1,3x1,9 = 2,5). Segundo Castagnino, o valor de Ks, corrigido para as condições tropicais, é: Ks = 2,5 Wf"

(3.3)

Salas e Martino (1991), analisando dados experimentais de 40 lagos e reservatórios na América Latina e Caribe, obtiveram, por análise da regressão, a seguinte ^elação para K„: K, = 2Wí~

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

(3.4)

161

Com os valores obtidos por Salas e Martino (1991), a equação do balanço de massa passa a ser: Concentração de fósforo na represa: (3.5)

AEquação 3.5 pode ser rearranjada, para se determinar a carga máxima admissível de fósforo a um lago, para que não seja suplantado um valor máximo para a concentração de fósforo no lago: Carga de fósforo máxima admissível: (3.6) IO1 Para a utilização da Equação 3.6, deve-se estimar L para que P situe-se abaixo do limite da eutrofia. Segundo o Quadro 3.2, a faixa de concentração de fósforo em um corpo d'águaeutróficoéde 25 a 100mgP/m\ou seja, 0,025 a0,100 gP/m\ Afixação de um valor ideal de P, mais relaxado ou mais restritivo, deve ser feita caso a caso, analisando-se os usos múltiplos da represa e o seu grau de importância. Devido ao fato de ter sido desenvolvido com base em dados regionais (inclusive brasileiros), acredita-se que o modelo empírico proposto por Salas e Martino (1991) deva ser o modelo utilizado para o planejamento e gerenciamento de lagos e represas em nossas condições. Naturalmente que deve estar sempre presente o espírito crítico e a experiência do pesquisador, para evitar distorções, dada a especificidade de cada represa ou lago em estudo 3.8, Controle da cutrofização As estratégias de controle usualmente adotadas podem ser classificadas em duas categorias amplas (Thomann e Mueller, 1987; von Sperling, 1995a): • medidas preventivas (atuação na bacia hidrográfica) - redução das fontes externas • medidas corretivas (atuação no lago ou represa) - processos mecânicos - processos químicos - processos biológicos

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES - Biblioteca a) Medidas preventivas As medidas preventivas, as quais compreendem a redução do aporte de fósforo através de atuação nas fontes externas, podem incluir estratégias relacionadas aos esgotos ou à drenagem pluvial. As estratégias de controle dos esgotos estão ilustradas na Figura 3.3.

ESTRATÉGIAS PARA O CONTROLE DOS ESGOTOS

Fig. 3.3. Estratégias para o controle dos esgotos visando n prevenção do aporte dc nutrientes na represa

Controle dos esgotos - Tratamento dos esgotos a nível terciário com remoção de nutrientes - Tratamento convencional dos esgotos c lançamento a jusante da represa - Exportação dos esgotos para outra bacia hidrográfica que não possua lagos ou represas - Infiltração dos esgotos no terreno Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

163

Controle da drenagem pluvial - Controle do uso e ocupação do solo na bacia - Faixa verde ao longo da represa e tributários - Construção de barragens de contenção Com relação ao tratamento dos esgotos com remoção de fósforo, esta pode ser efetuada por meio de processos biológicos e/ou físico-químicos. A remoção avançada de fósforo no tratamento de esgotos por meio de processos biológicos foi desenvolvida há cerca de duas décadas, estando hoje bastante consolidada. O processo baseia-se na alternância entre condições aeróbias e anaeróbias, situação que faz com que um determinado grupo de bactérias assimile uma quantidade de fósforo superior à requerida para os processos metabólicos usuais. Ao se retirar estas bactérias do sistema, está-se retirando, em decorrência, o fósforo absorvido pelas mesmas. Com a remoção biológica de fósforo pode-se atingir efluentes com concentrações em torno de 0,5 mgP/1, embora seja mais apropriado considerar-se um valor mais conservador de 1,0 mgP/1. A remoção de fósforo por processos físico-químicos baseia-se na precipitação do fósforo, após adição de sulfato de alumínio, cloreto férrico ou cal. O consumo de produtos químicos e a geração de lodo são elevados. O tratamento físico-químico após a remoção biológica de fósforo pode gerar efluentes com concentrações da ordem de 0,1 mgP/1. b) Medidas corretivas As medidas corretivas a serem adotadas podem incluir uma ou mais das estratégias apresentadas no Quadro 3.5 (von Sperling, 1995a; Barros et al, 1995).

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

Q u a d r o 3.5. M e d i d a s corretivas para a recuperação de lagos e represas Processos

Técnicas

0 • Aeração.d hipolímnio

Mecânicos

Características - Consiste na injeção de ar comprimido ou oxigênio nas camadas profundas do lago, promovendo a estabilização da matéria orgânica acumulada no fundo e impedindo ainda a liberação de nutrientes provenientes do sedimento - Apresenta altos custos operacionais e de aquisição de equipamentos especiais, mas é uma técnica de elevada eficiência o bastante difundida

Desestratificação

- Consiste na injeção de ar comprimido ou oxigênio nas camadas profundas do lago, favorecendo a circulação de todo o corpo d água - Utiliza equipamentos mais simples - Apresenta como inconveniente o transporte de compostos redutores até a camada superficial, provocando a fertilização do „epilimnio

Retirada das áauas orofundas

- Objetiva a retirada das águas profundas e a sua substituição por águas de camadas superiores, mais ricas em oxigênio, reduzindo o acúmulo de nutrientes no hipolímnio - 0 volume liquido retirado, através de pressão hidrostática ou por bombeamento, pode ser utilizado na irrigação ou conduzido até uma estação de tratamento de esgotos

Adução de água de meJhsr qualidade

- Técnica de diluição que reduz a concentração de nutrientes no corpo d'água - Sua aplicação combate a formação de gás sulfídrico no hipolímnio, evitando a mortandade de peixes

Bemoção do sedimento

- São removidas as camadas superficiais do sedimento, através de dragagem, favorecendo a exposição de camadas de menor potencial poluidor • O lodo removido, após tratamento, pode ser utilizado como condicionador de solos

Cobertura do sedimento

- Medida corretiva para impedir a liberação de nutrientes nas camadas profundas - 0 sedimento é isolado do restante do corpo d'àgua por meio de cobertura com material plástico ou substâncias finamente particuladas - Método caro e que apresenta dificuldades de instalação

ftemoçãocte macrófitas aquáticas

- As macrótitas aquáticas, cuja presença excessiva interfere nos diversos usos da água, podem ser removidas por processo manual ou mecânico

„Remoção de biomassa planctônica

- A biomassa planctônica, que apresenta grande capacidade de armazenamento de poluentes, pode ser removida através de centrilugação ou por meio de mícropeneiras

Sombreamento

- Possibilita o combale ao crescimento excessivo da vegetação, por meio da limitação do recebimento da radiação solar, mediante: • arborização das margens de pequenos corpos d água • instalação de anleparos nas margens • aplicação de material sobrenadante ou corantes leves na supertície da água

Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores

165

Processos

Químicos

Características

Técnicas Precipitação química do fósforo

- Recomendada no caso de fontes difusas de fósforo, que tornam impraticável a remoção de nutrientes dos afluentes

Oxidação do sedimento com nitrato

- Eficiente para a redução do problema da fertilização interna Impede a diminuição excessiva da concentração de oxigênio das águas profundas

Aplicação de herbicidas

- Combate o crescimento excessivo da vegetação - Vinculada a problemas de toxicidade, sabor e odor e bioacumulação

Aplicação de cal

- Utilizada para a desinfecção do sedimento e para a eliminação de algas e plantas submersas, em pequenos corpos d'água, e na neutralização da água em lagos acidificados

Utilização de peixes que se alimentam de plantas

- Reduz a comunidade vegetal, em função da atividade de peixes herbívoros

Biológicos Utilização de cianófagos Manipulação da cadeia alimentar

- Reduz a densidade de algas azuis, pelo ataque de vírus específicos, sendo pouco difundida - Reduz a comunidade fitoplanctünica, em (unção do incentivo ao aumento da população zooplanctónica

Rei: Von Spetling (1995a), Barros et al (1996)

3.9. Excmplocla estimativa dc fósforo emumajreprcga Estimar o grau cie trofia em um reservatório com base na concentração cle fósforo. Caso sejam encontradas condições eutróficas, estimar ci carga máxima admissível para que sejam evitadas condições eutróficas. Dados: • volume do reservatório: 10x10fi m' • vazão média afluente (tributários + esgotos): 50 x IO6 n?/ano • área de drenagem: 60 km2 • área de matas: 40 km2 - área agrícola: 10 km2 - área urbana: 10 km2 • população contribuinte (ligada ao sistema de esgotamento dinâmico): 8.000 hab • características dos esgotos: esgotos domésticos brutos (sem tratamento) Solução: a) Estimativa da carga de P afluente ao reservatório Adotando-se os valores de carga unitária propostos no Item 3.6 (Quadro 3.4), tem-se as seguintes cargas afluentes: 6

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento deasgoros'

- esgotos domésticos brutos: 8.000 hab x 1,0 kgP/hab.ano = 8.000 kgP/ano - escoamento das áreas de matas: 40 km2 x 10 kg P/km2 .ano = 400 kgP/ano - escoamento das áreas agrícolas: 10 knr x 50 kgP/km2.ano = 500 kgP/ano - escoamento das áreas urbanas: 10 km2 x 100 kg P/km2, ano = 1.000 kgP/ano Carga total afluente ao reservatório: 8.000 + 400 + 500 + 1.000 = 9.900 kgP/ano b) Estimativa do tempo de detenção hidráulica O tempo de detenção hidráulica é dado por: V 10 x 10fi m3 t =— — 2—; = 0,20 anos Q 50 x 10 m /ano c) Estimativa da concentração de fósforo no reservatório Adotando-se o modelo de Salas e Martino (1991), Equação 3.5, tem-se: L l0

P=

, =• 9.900 x 10a • 10xl0r' 7 ^ + t + VT 0,20

=0,105 gP/m' = 105 mgP/nv1

,: \

V. "

11 V

2

2

/

d) Avaliação do grau de trofia do reservatório Com base na concentração de P encontrada igual a 105 mgP/nv e na interpretação do Quadro 3.2, tem-se que o reser\'atório está no limite entre eutrofia e hipereutrofia. São necessárias medidas de controle, para que o lago não se apresente em condições eutróficas. e) Redução da carga afluente de fósforo Através da adoção de medidas preventivas de controle de esgotos e controle da drenagem pluvial pode-se reduzir drasticamente a carga de fósforo afluente ao reservatório. A carga afluente deve ser reduzida até um valor, abaixo do limite de eutrofia. Com base no Quadro 3.2, pode-se admitir um valor, não muito conservador, de 50 mgP/m , como limite entre mesotrofia e eutrofia. Nestas condições, a carga máxima admissível de fósforo ao reservatório é dada pela Equação 3.6: 1 2 \ + 0,050 x 10 x 10 .1 0,20 VÕ2Õ 6

+

p.v.\t VF L=

3

IO

—^ =

1 1

= 4.736 kgP/ano

IO"

A carga afluente terá de ser reduzida de 9.900 kgP/ano para 4.736 kgP/ano. A atuação integrada entre controle dos esgotos e controle do escoamento superficial pode alcançar esta redução facilmente. Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 163

CAPÍTULO 4 Níveis, processos e sistemas de t r a t a m e n t o

1. REQUISITOS DE QUALIDADE DO EFLUENTE 1.1. Preliminares Hm estudos ou projetos, antes de se iniciar a concepção e o dimensionamento do tratamento, deve-se definir com clareza qual o objetivo do tratamento dos esgotos, e .1 que nível deve ser o mesmo processado. Tal questionamento assume frequentemente uma importância secundária em projetos apressados ou excessivamente padronizado'., e não raro se vê concepções superestimadas, subestimadas, ou desvinculadas de outros importantes aspectos que não apenas a remoção da DBO com uma eficiência de, por exemplo, 90%. Porque a DBO? Porque apenas a DBO? Porque 90%? Estas devem ser perguntas que devem ser efetuadas e esclarecidas na etapa preliminar da formulação da concepção do sistema. Para tanto, devem ser bem caracterizados os seguintes aspectos: • objetivos do tratamento • nível do tratamento • estudos de impacto ambiental no corpo receptor < )s requisitos a serem atingidos para o efluente são função de legislação específica, que 1 >i i • vc padrões de qualidadeparao efluente e pai a o corpo receptor. A legislação foi abrangida nu Capítulo "Noções de qualidade das águas". Os estudos de impacto ambiental, necessários para a avaliação do atendimento aos pedrões do corpo receptor, foram • II I,ilhados no Capítulo 3. 1.2. Nível do tratamento A remoção dos poluentes no tratamento, de forma a adequar o lançamento a uma 'lUiilidade desejada ou ao padrão de qualidade vigente está associada aos conceitos • i" nível do tratamento e eficiência do tratamento. (l tratamento dos esgotos é usualmente classificado através dos seguintes níveis H i i Quadros 1.1 e 1.2): • Preliminar • Primário • Sn unddrio • Iririário (apenas eventualmente) Ni1 'iv , processos e sistemas de tratamento

169

O tratamento preliminar objetiva apenas a remoção dos sólidos grosseiros, enquanto o tratamento primário visa a remoção de sólidos sedimentáveis e parte da matéria orgânica. Em ambos predominam os mecanismos físicos de remoção de poluentes. Já no tratamento secundário, no qual predominam mecanismos biológicos, o objetivo é principalmente a remoção de matéria orgânica e eventualmente nutrientes (nitrogênio e fósforo). O tratamento terciário objetiva a remoção de poluentes específicos (usualmente tóxicos ou compostos não biodegradáveis) ou ainda, a remoção complementar de poluentes não suficientemente removidos no tratamento secundário. O tratamento terciário é bastante raro no Brasil.

Q u a d r o 1.1

Níveis do tratamento d o s esgotos

Nível

Preliminar Primário

Secundário

Terciário

Remoção - Sólidos em suspensão grosseiros (materiais de maiores dimensões e areia) - Sólidos em suspensão sedimentáveis - DBO em suspensão (matéria orgânica componente dos sólidos em suspensão sedimentáveis) - DBO em suspensão (matéria orgânica em suspensão fina, não removida no tratamento primário) - DBO solúvel (matéria orgânica na forma de sólidos dissolvidos) - Nutrientes • Patogênicos • Compostos não biodegradáveis • Metais pesados • Sólidos inorgânicos dissolvidos • Sólidos em suspensão remanescentes

Nota: a remoção de nutrientes (por processos biológicos) e de patogênicos pode ser considerada como inlegrante do tratamento secundário, dependendo da concepção de tratamento local

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ET FES - B i b l i o t e c a ( J l i i l d r o 1.2 C a r a c t e r í s t i c a s d o s principais níveis d e t r a t a m e n t o d o s e s g o t o s Itsm

Poluentes mmovidos

Nível de tratamento''' Preliminar

- Sólidos grosseiros

1 llcllncias de wrnnçâo

-

Mocanismo ilti itatamento 1 iiíidominante

Rsico

Cumpre o 1 Mtlrâo de i.iiiçomento?'2'

Aplicação

Primário

Secundário

- Sólidos sedimentáveis - DBO em suspensão

• Sólidos não sedimentáveis - DBO em suspensão fina - DBO solúvel - Nutrientes (parcialmente) - Patogênicos (parcialmente)

- SS: 60-70% - DBO; 30-40% - Coliformes; 30-40%

- DBO: 60 a 99% - Coliformes: 60 a 99% ( 3 ) - Nutrientes: 10 a 50% ( 3 )

Não '

Fisico

Biológico

Não

Usualmente sim

- Montante de elevatória - Tratamento parcial - Etapa inicial de - Etapa intermediária de tratamento tratamento mais completo

- Tratamento mais completo para matéria orgânica e sólidos errt suspensão (para nutrientes e coliformes, com adaptações ou inclusão de etapas específicas)

Niitns

(I) t Ima ETE a nível secundário usualmente tem tratamento preliminar, mas pode ou nâo ter tratamento primário (depende do |iroí;«aoo). 1'íidrâo de lançamento tal como expresso na legsiaçào O árgào ambiental poderá autorizar outros valores para o lançamento, caso estüdos ambientais demonstrem que o corpo receptor continuará enquadrado dentro da sua classe. (3) A eficiência de remoção poderá ser superior, caso ha|a alguma etapa de remoção específica

O grau, porcentagem ou eficiência de remoção de determinado poluente no tratamento ou em uma etapa do mesmo é dado pela fórmula: (1.1)

onde I'. eficiência de remoção (%) ('„ = concentração afluente do poluente (mg/l) C V = concentração efluente do poluente (mg/l)

Ni11'iv,processos e sistemas de tratamento

171

2 . Q P E R A C Õ E S . PROCESSOS UNITÁRIOS E SISTEMAS^DE T R A T A M £ N X g _ 2.1. Classificação dos métodos de tratamento Os métodos de tratamento dividem-se em operações e processos unitários, e a integração destes compõe os sistemas de tratamento. O conceito de operação e processo unitário é por vezes utilizado intercambiadamente, em razão dos mesmos poderem ocorrer simultaneamente numa mesma unidade de tratamento. De uma forma geral, pode-se adotar as seguintes definições (Metcalf& Eddy, 1991): • Operações físicas unitárias: métodos de tratamento no qual predomina a aplicação d & forças físicas (ex: gradeamento, mistura, floculação, sedimentação, flotação, filtração). • Processos químicos unitários: métodos de tratamento nos quais a remoção ou conversão de contaminantes ocorre pela adição de produtos químicos ou devido a reações químicas (ex: precipitação, adsorção, desinfecção). • Processos biológicos unitários: métodos de tratamento nos quais a remoção de contaminantes ocorre por meio de atividade biológica (ex: remoção da matéria orgânica carbonácea, desnitrificação). Dependendo do processo a ser utilizado, vários mecanismos podem atuar separada ou simultaneamente na remoção de poluentes. Os principais mecanismos são:

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

i Mii«Iro 2 . 1 Principais m e c a n i s m o s de r e m o ç ã o d e poluentes no tratamento de e s g o t o s Poluente

Mlidos

Dimensões

Principais mecanismos de remoção

Sólidos grosseiros (> ~1cm)

Gradeamento

Retenção de sólidos com dimensões superiores ao espaçamento entre barras

Sólidos em suspensão ( > - 1 Mm)

Sedimentação

Separação de partículas com densidade superior à do esgoto

Sólidos dissolvidos (< - 1 jim)

Adsorção Sedimentação

DBO em suspensão (> ~ 1 um)

Retenção na superfície de aglomerados de bactérias, ou biomassa

Hidrólise

Conversãp_da DBCLsuspensa em DBO solúvel, por meio de enzimas, possibilitando a sua estabilização

Estabilização

Utilização peias bactérias como alimento, com conversão a gases, ãgua e outras compostos inertes

Adsorção

Retenção na superfície de aglomerados de bactérias, ou biomassa

Estabilização

Utilização peias bactérias como alimento, com conversão a gases, água e outros compostos inertes

Radiação ulira-violeta

Wogênicos

Separação de partículas com densidade superior à do esgoto

Adsorção

Mntória oiainica

DBO solúvel (< - 1 pm)

Retenção na superfície de aglomerados de bactérias ou biomassa

Radiação do sol ou artificial

Condições Temperatura, pH, falta de alimento, ambientais adversas competição com outras espécies Desinfecção

Adição de algum agente desinfetante, como o cloro

2.2. Operações, processosesistemas j e tratamento (fase líquida) 2.2.1. Introdução < > Quadro 2.2 lista os principais processos, operações e sistemas de tratamento lii-quentemente utilizados no tratamento de esgotos domésticos, em função do poluente a ser removido. Tais métodos são empregados para a fase líquida, que . iitTcsponde ao fluxo principal cb líquido na estação de tratamento de esgotos. Por i miro lado, a fase sólida (abordada no Item 2.3) diz respeito aos subprodutos sólidos |fn ados no tratamento, notadamente o lodo. O presente texto concentra-se no trataiiu Hto biológico das águas residuárias, razão pela qual não são abordados os sistemas u liidonados ao tratamento físico-químico (dependente da adição de produtos químii n1., i' mais utilizado para o tratamento de despejos industriais). Ni11'iv , processos e sistemas de tratamento

173

Quadro 2.2

O p e r a ç õ e s , p r o c e s s o s e s i s t e m a s d e t r a t a m e n t o f r e q u e n t e m e n t e u t i l i z a d o s para a remoção de poluentes dos esgotos domésticos Poluente

Operação, processo ou sistema de tratamento - Gradeamento

- Remoção da areia - Sedimentação - Disposição no solo

Sólidos em suspensão

Matéria orgânica biodegradável

Patogênicos

Nitrogênio Fósloro

- Lagoas de estabilização e variações - Lodos ativados e variações • Filtro biológico e variações - Tratamento anaeróbio Disposição no solo -

Lagoas de maturação Disposição no solo Desinfecção com produtos químicos Desinfecção com radiação ultra violeta

- Nitrilicação e desnitrificação biológica • Disposição no solo - Processos fisico-qulmicos • Remoção biológica - Processos físico-químicos

O Quadro 2.3 apresenta um resumo dos principais sistemas de tratamento de esgotos domésticos a nível secundário. A tecnologia de tratamento de esgotos possui ainda vários outros importantes processos, como áreas alagadas artificialmente, biofiltros aerados, reatores de eixo profundo etc. No entanto, atém-se no presente quadro aos sistemas mais frequentes no Brasil. Os fluxogramas dos sistemas descritos neste quadro encontram-se apresentados na Figura 2.1.Nestes fluxogramas, pode-se observar a integração entre as várias operações e processos listados no Quadro 2.2. De forma a permitir a compreensão dos principais sistemas de tratamento de esgotos domésticos, apresenta-se nos itens 2.2.2. a 2.2.4 uma descrição preliminar dos mesmos.

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

^

ETFES-Biblioteca (JllHtlro 2,3 Descrição sucinta dos principais sistemas de tratamento de e s g o t o s a nível 11 iiiitlãrio LAGOAS DE ESTABILIZAÇÃO A DBO solúvel e finamente particulada é estabilizada aerobiamerite por bactérias lagoa dispersas no meio liquido, ao passo que a DBO suspensa tende a sedimentar, sendo titi.ultaliva estabilizada anaerobiamente por bactérias no fundo da lagoa. 0 oxigênio requerido pelas bactérias aeróbias é fornecido pelas algas, através da fotossíntese.

t.ngoa A DBO é em torno de 50% estabilizada na lagoa anaeróbia {mais profunda e com menor iinuoróbia - volume}, enquanto a DBO remanescente é removida na lagoa facultativa, 0 sistema ijt|/f.iíl lacull. ocupa uma área inferior ao de uma lagoa facultativa única. Os mecanismos de remoção da DBO são similares aos de uma lagoa facultativa. No 1 ngoa entanto, o oxigênio é fornecido por aeradores mecânicos, ao invés de através da nnroda fotossíntese, Como a lagoa é também facultativa, uma grande parte dos sólidos do hic.ultativa esgoto e da biomassa sedimenta, sendo decomposta anaerobiamente no fundo.

Lagoa cintada de m/slura completa • lagoa de ilncnnlaçâo

A energia introduzida por unidade de volume da lagoa è elevada, o que íaz com que os sólidos (principalmente a biomassa) permaneçam dispersos no meio liquido, ou ern mistura completa A decorrente maior concentração de bactérias no meio liquido aumenta a eficiência do sistema na remoção da DBO, o que permite que a lagoa tenha um volume inferior ao de uma lagoa aerada facultativa. No entanto, o efluente contém elevados teores ce sólidos (bactérias), que necessitam ser removidos antes do. lançamento no corpo receptor. A lagoa de decantação a jusante proporciona condições para esta remoção. 0 lodo da lagoa de decantação deve ser removido em períodos de poucos anos LODOS ATIVADOS

A concentração de biomassa no reator é bastante elevada, devido à recirculaçâo dos sólidos (bactérias) sedimentadas no tundo do decantador secundário. A biomassa permanece mais tempo no sistema do que o líquido, o que garante uma elevada Lodos eficiência na remoção da DBO. Há a necessidade da remoção de uma quantidade de ativados lodo (bactérias) equivalente à que é produzida. Este lodo removido necessita uma ri ii ivoncional estabilização na etapa de tratamento do lodo. 0 fornecimento de oxigênio é feito por aeradores mecânicos ou por ar difuso. A montante do reator há uma unidade de decantação primária, de forma a remover os sólidos sedimentáveis do esgoto bruto.

Lodos ativados por neraçSo piolongada

Similar ao sistema anterior, com a diferença de que a biomassa permanece mais tempo no sistema (os tanques de aeração são maiores}. Com isto, há menos DBO disponível para as bactérias, o que faz com que elas se utilizem da matéria orgânica do próprio material celular para a sua manutenção. Em decorrência, o lodo excedente retirado {bactérias} já sai estabilizado. Não se incluem usualmente unidades de decantação primária.

A operação do sistema ê intermitente, Assim, no mesmo tanque ocorrem, em fases diferentes, as etapas de reação (aeradores ligados) e sedimentação (aeradores Lodos desligados), Quando os aeradores estão desligados, os sólidos sedimentam, ocasião ativados de em que se retira o efluente (sobrenadante). Ao se religar os aeradores, os sólidos tluxo sedimentados retornam à massa líquida, o que dispensa as elevatórias de recirculaçâo. intermitente Não há decantadores secundários. Pode ser na modalidade convencionai ou aeração prolongada.

Níveis, processos e sistemas de tratamento

175

Q u a d r o 2.3.

Continuação SISTEMAS AERÓBIOS COM BIOFILMES

Filtro de baixa carga

A DBO é estabilizada aerobiamente por bactérias que crescem aderidas a um meio suporte (comumente pedras). 0 esgoto é aplicado na superfície do tanque através de distribuidores rotativos. O líquido percola pelo tanque, saindo peto fundo, ao passo que a matéria orgânica fica retida pelas bactérias. Os espaços livres são vazias, o que permite a circulação de ar. No sistema de baixa carga, há pouca disponibilidade de DBO para as bactérias, o que faz com que as mesmas sofram uma autodigestão, saindo estabilizadas do sistema. As placas de bactérias que se despregam das pedras são removidas no decantador secundário. 0 sistema necessita de decantação primária

Filtro de alta carga

Similar ao sistema anterior, com a diferença de que a carga de DBO aplicada é maior. As bactérias (lodo excedente) necessitam de estabilização no tratamento do todo. O efluente do decantador secundário é recirculado para o filtro, de forma a diluir o afluente e garantir uma carga hidráulica homogênea.

Biodisco

Os biodiscos não são filtros biológicos, mas apresentam a similaridade de que a biomassa cresce aderida a um meio suporte. Este meio é provido por discos que giram, ora expondo a superfície ao liquido, ora ao ar,

Reator anaeróbio de manta de lodo

A DBO é estabilizada anaerobiamente por bactérias dispersas no reator. 0 fluxo do liquido é ascendente. A parte superior do reator é dividida nas3goas_de_sedilI!enta£ão_e de .coleta de qás, A zona de sedimentação permite a saida do efluente clarificado e o retorno dos sólidos (biomassa) ao sistema, aumentando a sua concentração no reator. Entre QS gases formados inclui-se o metano. 0 sistema dispensa decantação primária. A produção de lodo é baixa, e o mesmo iá sai estabilizado

Filtro anaeróbio

A DBO é estabilizada anaerobiamente por bactérias aderidas a um meio suporte (usualmente pedras) no reator, 0 tanque trabalha submerso, e o fluxo é ascendente. O sistema requer decantação primária (frequentemente fossas sépticas). A produção de lodo é baixa, e o mesmo já sai estabilizado.

Infiltração lenta

Os esgotos são aplicados ao solo, fornecendo água e nutrientes necessários para o crescimento das plantas. Parte do liquido é evaporada, parte percola no solo, e a maior parte é absorvida pelas plantas. As laxas de aplicação no terreno são bem baixas. 0 fíquido pode ser aplicado segundo os métodos da aspersão, do alagamento, e da crista e vala.

Infiltração rápida

Os esgotos são dispostos em bacias rasas. O líquido passa pelo fundo porosos percola peto solo. A perda por evaporação é menor, face às maiores laxas de aplicação. A aplicação é intermitente, proporcionando um período de descanso para o solo, Os tipos mais comuns são: percolação para a água subterrânea, recuperação por drenagem subsuperfícial e recuperação por poços freáticos.

Infiltração subsuperficial

O esgoto pré-decantado é aplicado abaixo do nível do solo. Os tocais de infiltração são preenchidos com um meio poroso, no qual ocorre o tratamento. Os tipas mais comuns são as vaias de infiltração e os sumidouros. ,,

SISTEMAS ANAERÓBIOS

DISPOSIÇÃO NO SOLO

Os esgotos são distribuídos na parte superior de terrenos corn uma certa declividade, Escoamento através do qual escoam, até serem coletados por valas na parte inferior. A aplicação é superficial intermitente. Os tipos de aplicação são; aspersores de alta p/essão, aspersores de baixa pressão e tubulações ou canais de distribuição com aberturas intervaladas. Fonte; von Sparling (1994b)

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES - Biblioteca SISTEMAS DE LAGOAS DE ESTABILIZAÇÃO L A G O A

SISTEMA:

L A G O A

FACULTATIVA

A N A E R Ó B I A

- L A G O A

FACULTATIVA

M EDnon VAZAO

L A G O A

G3AÜE

SISTEMA:

GBADE

KSAflÉNADOR

L A G O A

FACULTATIVA

MED1QOI? VAZAO

A E R A D A

DESAnSNAOor!

A E R A D A

MEDIDOI! MEDIDOB VAZÃO

DE MISTURA

C O M P L E T A

L A G O A AEISADADÉ COUPiftA

MB1U,,A

- L A G O A

DE

D E C A N T A Ç Ã O

L K C A H B E A m ^ t o

llg. 2.1,a. Sistemas de lagoas dc estabilização

Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento

177

SISTEMAS DE LODOS ATIVADOS LODOS ATIVADOS C O N V E N C I O N A L (FLUXO C O N T I N U O )

LODOS ATIVADOS - A E R A Ç Ã O P R O L O N G A D A (FLUXO C O N T Í N U O )

LODOS ATIVADOS - FLUXO INTERMITENTE

EOÇOÍI CW 0S ÍAHCMAKN3 M VAZAO

DTATOPEM «AÇÃO •oração p^õbr>33da]

Fig. 2.1.1), Sistemas de lodos ativados

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETPES - B i b l i o t e c a SISTEMAS AERÓBIOS_COM BIOFILMES FILTRO BIOLÓGICO DÊ 0AUCA CARGA DEC AN (ADO

[t; \\A:;y,

GRADE

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FILTRO BIOLÓGICO DE ALTA CARGA FILTRO BIOLÓGICO GRADE

CÇ5ARENADOR

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11«. 2.I.C. Sistemas aeróbios com bjofilmes

Ni11'iv , processos e sistemas de tratamento

179

SISTEMAS ANAERÓBIOS

REATOR A N A E R Ó B I O DE M A N T A DE LODO REATOR IROBT

GRADE

DESARENADOFT

CORPO RECEPTO«

"EPJÇS" VAZ A O

T

l o s e sólida 0 6 estabilizado)

SISTEMA FOSSA SÉPTICA - FILTRO ANAERÓBIO

CORPO RECÍPTOR

FOSSA SÉPTICA GRADE

tose sólido

DESARENADOI?

läse sólido

^EDIÇOR VAZAO

Y

fose sólida (|ó e s t o b i l i i a d o )

Fig. 2.1.(1. Sistemas anaeróbios

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

SISTEMAS DE DISPOSIÇÃO NO SOLO I N F I L T R A Ç Ã O LENTA

INFILTRAÇÃO RÁPIDA INHITRAÇAO RA PIO A

LO» «LIDA * osiabHUoJo oQá decanloríw sejn ume caio fo«a séptica)

I N F I L T R A Ç Ã O SUBSUPERFICIAL

GRADE DESAPENAOOf MgÔDOR

DECANTADOR pmvÁwo O SSA SuCPFC ltOA

INFILTRAÇÃO SUBSUPÊRFtClAl,

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(OWSÂNCIA «täbtfUKto o(ja deconlodoi »|acoto um o toisa séptica)

E S C O A M E N T O SUPERFICIAL

I'lH- 2.I.e. Sistemas de disposição no solo

Ni11'iv , processos e sistemas de tratamento 176

t

r

7

_2.2.2. Tratamento preliminar O tratamento preliminar destina-se principalmente à remoção de: - sólidos grosseiros • areia Os mecanismos básicos de remoção são de. ordem física, como peneiramento e sedimentação. Além das unidades de remoção dos sólidos grosseiros, inclue-se também uma unidade para a medição da vazão. Usualmente esta é constituída por uma calha de dimensões padronizadas (ex: calha Parshall), onde o valor medido do nível do líquido pode ser correlacionado com a vazão. Pode-se adotar também vertedores (retangulares ou triangulares) e mecanismos para a medição em tubulações fechadas, embora estes últimos sejam mais infrequentes no caso de esgoto bruto. A Figura 2.2 apresenta o fluxograma típico do tratamento preliminar. TRATAMENTO PRELIMINAR

GRADE

i

fase sólida

DESARENADOR

MEDIDOR DE VAZÃO

•

ta.5®

sollda

Fjg. 2.2. Fluxograma típico do tratamento preliminar

A remoção dos sólidos grosseiros é feita frequentemente por meio de grades, mas pode-se usar também peneiras rotativas ou trituradores. No gradeamento, o material de dimensões maiores do que o espaçamento entre as barras é retido (ver Figura 2.3). Há grades grossas, médias e finas, dependendo do espaço livre entre as barras. A remoção do material retido pode ser manual ou mecanizada. As principais finalidades da remoção dos sólidos grosseiros são: - proteção dos dispositivos de transporte dos esgotos (bombas e tubulações); - proteção das unidades de tratamento subsequentes; - proteção dos corpos receptores. A remoção da areia contida nos esgotos é feita através de unidades especiais denominadas desarcnadores. O mecanismo de remoção da areia é simplesmente o de sedimentação: os grão de areia, devido às suas maiores dimensões e densidade,

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

GRADE

I l|t. 2.3. Esquema de uma grade

vfio para o fundo do tanque, enquanto a matéria orgânica, sendo de sedimentação bem mais lenta, permanece em suspensão, seguindo para as unidades de jusante.

CAIXA DE AREIA (DESARENADOR)

AREIA SEDIMENTADA I In. 2.4.

Esquema dc u m desarenador

Kxiste uma diversidade de processos para a retirada e o transporte da areia •.(•(limentada, desde os manuais até os completamente mecanizados. As finalidades biisieas da remoção de areia são: evitar abrasão nos equipamentos e tubulações; eliminar ou reduzir a possibilidade de obstrução em tubulações, tangues, orifícios, sifões etc; facilitar o transporte líquido, principalmente diversas fases.

Ni11'iv , processos e sistemas de tratamento

a transferência de lodo, em suas

183

2.2.3/Tratamento primário O tratamento primário destina-se à remoção de: - sólidos em suspensão sedimentáveis - sólidos flutuantes Os esgotos, após passarem pelas unidades de tratamento preliminar, contêm ainda os sólidos em suspensão não grosseiros, os quais podem ser parcialmente removidos em unidades de sedimentação, Uma parte significativa destes sólidos em suspensão é compreendida pela matéria orgânica em suspensão. Assim, a sua remoção por processos simples como a sedimentação implica na redução da carga de DBO dirigida ao tratamento secundário, onde a sua remoção é de certa forma mais custosa. Os tanques de decantação podem ser circulares ou retangulares. Os esgotos fluem vagarosamente através dos decantadores, permitindo a que os sólidos em suspensão, possuindo uma densidade maior do que a do líquido circundante, sedimentem gradualmente no fundo. Essa massa de sólidos é denominada lodo primário bruto. Em estações de tratamento de esgotos, ela é retirada por meio de uma tubulação única em tanques de pequenas dimensões ou através de raspadores mecânicos e bombas em tanques maiores. Materiais flutuantes, como graxas e óleos, tendo uma menor densidade que o líquido circundante, sobem para a superfície dos decantadores, onde são coletados e removidos do tanque para posterior tratamento. TRATAMENTO PRIMÁRIO

DECANTADOR PRIMÁRIO

Fig. 2.5. Esijucnia de um decantador primário circulai

As fossas sépticas^ são também uma forma de tratamento a nível primário. As fossas sépticas e suas variantes, como os tanques Imhoff, são basicamente decantadores, onde os sólidos sedimentáveis são removidos para o fundo, permanecendo nestes um tempo longo o suficiente (alguns meses) para a sua estabilização. Esta estabilização se dá em condições anaeróbias.

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

FOSSA SÉPTICA (CÂMARA ÚNICA)

LODO EM DIGESTÃO

l l(i- 2.6. lisquema de uma fossa séptica de câmara única

__ 2 ^ ^ j j [ ^ t a m e n t o secundário _ O principal objetivo do tratamento secundário é a remoção da matéria orgânica. r.sia se apresenta nas seguintes formas: • matéria orgânica dissolvida (DBO solúvel), a qual não é removida por processos meramente físicos, como o cie sedimentação, que ocorre no tratamento primário; • matéria orgânica em suspensão (DBO suspensa ou particulada), a qual é em grande parte removida no tratamento primário, mas cujos sólidos de decantabiliilnde mais lenta persistem na massa líquida. Os processos de tratamento secundário são concebidos de forma a acelerar os mecanismos de degradação que ocorrem naturalmente nos corpos receptores. Assim, decomposição dos poluentes orgânicos degradáveis é alcançada, em condições i ontroladas, em intervalos de tempo menores do que nos sistemas naturais. A essência do tratamento secundário de esgotos domésticos é a inclusão de uma t tapa biológica. Enquanto nos tratamentos preliminar e primário predominam mei miismos de ordem física, no tratamento secundário a remoção da matéria orgânica i eletuada por reações bioquímicas, realizadas por microrganismos. Uma grande variedade de microrganismos toma parte no processo: bactérias, inotozoários, fungos etc. A base de todo o processo biológico é o contato efetivo entre r-.ses organismos e o material orgânico contido nos esgotos, de tal forma que esse possa ser utilizado como alimento pelos microrganismos. Os microrganismos convciiein a matéria orgânica em gás carbônico, água e material celular (crescimento e irprodução dos microrganismos) (ver Figura 2.7). Essa decomposição biológica do miilerial orgânico requer a presença de oxigênio como componente fundamental dos (nm-essos aeróbios, além da manutenção de outras condições ambientais favoráveis, i nino temperatura, pH, tempo de contato etc.

Ni 11 'i v, processos e sistemas de tratamento

185

METABOLISMO BACTERIANO

BACTÉRIAS BACTÉRIAS + MATERIA O R G A N I C A ÁGUA + GAS C A R B Ô N I C O Fig. 2.7. Esquema simplificado do metabolismo bacteriano

O tratamento secundário geralmente inclui unidades para o tratamento preliminar, mas pode ou não incluir as unidades para o tratamento primário. Existe uma grande variedade de métodos de tratamento a nível secundário, sendo que os mais comuns são: - Lagoas de estabilização e variantes - Lodos ativados e variantes - Filtro biológico e variantes - Tratamento anaeróbio - Disposição sobre o solo Este úítimo é um misto de tratamento e disposição final, mas é classificado como nível secundário devido à atuação de mecanismos biológicos e à sua elevada eficiência na remoção de poluentes. Apresenta-se a seguir uma descrição simplificada dos principais sistemas de tratamento de esgotos. Lagoas de estabilização e variantes a) Lagoas facultativas

As lagoas de estabilização são unidades especialmente construídas com a finalidade de tratar os esgotos. No entanto, a construção é simples, baseando-se principalmente em movimento de terra de escavação e preparação dos taludes. Dentre os sistemas de lagoas de estabilização, o processo de lagoas facultativas é o mais simples, dependendo unicamente de fenômenos puramente naturais. O esgoto afluente entra em uma extremidade da lagoa e sai na extremidade oposta. Ao longo desse percurso, que demora vários dias, uma série de eventos contribui para a purificação dos esgotos. A matéria orgânica etn suspensão (DBO particulada) tende a-sedimentar, vindo a constituir o lodo de fundo. Este lodo sofre o processo de decomposição por microrganismos anaeróbios, sendo convertido em gás carbônico, água, metano e outros. Apenas a fração inerte (não biodegradável) permanece na camada de fundo. A matéria orgânica dissolvida (DBO solúvel), conjuntamente com a matéria orgânica em suspensão de pequenas dimensões (DBO finamente particulada) não

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES-Biblioteca lunenta, permanecendo dispersa na massa líquida. A sua decomposição se dá •ih aves de bactérias facultativas, que têm a capacidade de sobreviver tanto na |Hm*nça quanto na ausência de oxigênio (daí a designação de facultativas, que define I* próprio nome da lagoa). Essas bactérias utilizam-se da matéria orgânica como fonte ilr energia, alcançada através da respiração. Na respiração aeróbia, há a necessidade • l.i presença de oxigênio, o qual é suprido ao meio pela fotossíntese realizada pelas íilp.iv Há, assim, um perfeito equilíbrio entre o consumo e a produção de oxigênio e yiW. carbônico (ver Figura 2.8). bactérias - > respiração: - consumo de oxigênio - produção de gás carbônico algas - >

fotossíntese: - produção de oxigénio - consumo de gás carbónico LAGOA FACULTATIVA

Energia luminosa

l'l((. 2.8. Ksquema simplificado de uma lagoa facultativa

Níveis, processos e sistemas cie tratamento

187

Para a ocorrência da fotossíntese é necessária uma fonte de energia luminosa, neste caso representada pelo sol. Por esta razão, locais com elevada radiação solar e baixa nebulosidade são bastante propícios ã implantação de lagoas facultativas. A fotossíntese, por depender da energia solar, é mais elevada próximo à superfície. À medida em que se aprofunda na lagoa, a penetração da luz é menor, o que ocasiona a predominância do consumo de oxigênio (respiração) sobre a sua produção (fotossíntese), com a eventual ausência de oxigênio dissolvido a partir de uma certa profundidade. Ademais, a fotossíntese só ocorre durante o dia, fazendo com que durante a noite possa prevalecer a ausência de oxigênio. Devido a estes fatos, é essencial que as principais bactérias responsáveis pela estabilização da matéria orgânica sejam facultativas, para poder sobreviver e proliferar, tanto na presença, quanto na ausência de oxigênio. O processo de lagoas facultativas é essencialmente natural, não necessitando de nenhum equipamento. Por esta razão, a estabilização da matéria orgânica se processa em taxas mais lentas, implicando na necessidade de um elevado período de detenção na lagoa (usualmente superior a 20 dias). A fotossíntese, para que seja efetiva, necessita de uma elevada área de exposição para o melhor aproveitamento da energia solar pelas algas, também implicando na necessidade de grandes unidades. Desta forma, a área total requerida pelas lagoas facultativas é a maior dentre todos os processos de tratamento dos esgotos (excluindo-se os processos de disposição sobre o solo). Por outro lado, o fato de ser um processo totalmente natural está associado a uma maior simplicidade operacional, fator de fundamental importância em nosso meio. A Figura 2.9 apresenta o fluxograma típico dc um sistema de lagoas facultativas.

Fig. 2.9. Fluxograma típico dc um sistema dc lagoas facultativas

b) Sistema de lagoas anaeróbias - lagoas facultativas O processo de lagoas facultativas, apesar de possuir uma eficiência satisfatória, requer, como comentado, uma grande área, muitas vezes não disponível na localidade em questão. Há, portanto, a necessidade de se buscar soluções que possam implicar na redução da área total requerida. Uma destas soluções é a do sistema de lagoas anaeróbias seguidas por lagoas facultativas.

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES - Biblioteca () esgoto bruto entra numa lagoa de menores dimensões e mais profunda. Devido flN menores dimensões dessa lagoa, a fotossíntese praticamente não ocorre. No I i.il.in^o entre o consumo e a produção de oxigênio, o consumo é amplamente superior. IVnJominam, portanto, condições anaeróbias nessa primeira lagoa, denominada, em decorrência, lagoa anaeróbia. As bactérias anaeróbias têm uma taxa metabólica e de reprodução mais lenta do i|iu- .is bactérias aeróbias. Emassimsendo, para um período de permanência de apenas t .1 5 dias na lagoa anaeróbia, a decomposição da matéria orgânica é apenas parcial. I\ li m iio assim, essa remoção da DBO, da ordem de 50 a 60%, apesar de insuficiente, ii |irr.ienta uma grande contribuição, aliviando sobremaneira a carga para a lagoa i.ii iihnliva, situada a jusante. A lagoa facultativarecebe uma carga de apenas 40 a 50% da carga do esgoto bruto, i" iilcndo ter, portanto, dimensões bem menores. O funcionamento dessa lagoa faculiirtiva é exatamente como descrito no item a. l-ste sistema de lagoas anaeróbias-lagoas facultativas é também conhecido em titiHsi> meio como sistema australiano. O requisito de área total é tal, que se obtém-se IHii.i economia de área da ordem de 1/3, comparado a uma lagoa facultativa única. A I :i('.ura 2.10 mostra o fluxograma típico de um sistema de lagoas anaeróbias seguidas |rni lagoas facultativas. SISTEMA: LAGOA ANAERÓBIA - LAGOA FACULTATIVA

CORPO

I Ij) 2. ttl. Fluxograma típico de um sistema de lagoas anaeróbias seguidas por lagoas facultativas

O sistema tem uma eficiência ligeiramente superior à de uma lagoa facultiva ca, é conceitualmente simples e fácil de operar. No entanto, a existência de uma i Upa anaeróbia c m uma unidade aberta é sempre uma causa de preocupação, devido

i possibilidade da liberação de maus odores. Caso o sistema esteja bem equilibrado, ii i'i'i;ição de mau cheiro não deve ocorrer. No entanto, eventuais problemas'operai i' mais podem conduzir à liberação de gás sulfídrico, responsável por odores fétidos. I'm essa razão, o sistema australiano é normalmente localizado onde é possível haver iitu grande afastamento das residências. c) Lagoa aerada facultativa ('aso se deseje ter um sistema predominantemente aeróbio, e de dimensões ainda in. ir. reduzidas, pode-se utilizar a lagoa aerada facultativa. A principal diferença com Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento

1H9

relação à lagoa facultativa convencional é quanto à forma de suprimento de oxigênio. Enquanto na lagoa facultativa o oxigênio é advindo principalmente da fotossíntese, no caso da lagoa aerada facultativa o oxigênio é obtido atraVés de equipamentos denominados aeradores. Os aeradores mecânicos mais comumente utilizados em lagoas aeradas são unidades de eixo vertical que, ao rodarem em alta velocidade, causam um grande turbilhonamento na água. Este turbilhonamento propicia a penetração do oxigênio atmosférico na massa líquida, onde ele se dissolve. Com isto, consegue-se uma maior introdução de oxigênio, comparada à lagoa facultativa convencional, permitindo a que a decomposição da matéria orgânica se dê mais rapidamente. Em decorrência, o tempo de detenção do esgoto na lagoa pode ser menor (da ordem de 5 a 10 dias), ou seja, o requisito de área é bem inferior. A lagoa é denominada facultativa pelo fato do nível de energia introduzido pelos aeradores ser suficiente apenas para a oxigenação, mas não para manter os sólidos (bactérias e sólidos do esgoto) em suspensão na massa líquida. Desta forma, os sólidos tendem a sedimentar e Constituir a camada de lodo de fundo, a ser decomposta anaerobiamente. Apenas a DBO solúvel e finamente particulada permanece na massa líquida, vindo a sofrer decomposição aeróbia. A lagoa se comporta, portanto, como uma lagoa facultativa convencional (ver Figura 2.11). L A G O A A E R A D A FACULTATIVA

Fif». 2.11. Fluxograma típico de u m sistema de lagoas aeradas facultativas

Devido à introdução de mecanização, as lagoas aeradas são menos simples em termos de manutenção e operação, comparadas com as lagoas facultativas convencionais. A redução dos requisitos de área é conseguida, portanto, com uma certa elevação no nível de operação, além da introdução do consumo de energia elétrica. d) Sistema de lagoas aeradas de mistura completa - lagoas de decantação Uma forma de se reduzir ainda mais o volume da lagoa aerada é o de se aumentar o nível de aeração, fazendo com que haja uma turbulência tal que, além de garantir a oxigenação, permita ainda que todos os sólidos sejam mantidos em suspensão no meio líquido. A denominação mistura completa é, portanto, advinda do alto grau de energia por unidade de volume, responsável pela total mistura dos constituintes em toda a lagoa. Entre os sólidos mantidos em suspensão e em mistura completa sc

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES - Biblioteca (In luem, além da matéria orgânica do esgoto bruto, também as bactérias (biomassa). III. cm decorrência, uma maior concentração de bactérias no meio líquido, além de mu maior contato matéria orgânica-bactérias. Com isto, a eficiência do sistema gllmcnta bastante, permitindo a que o volume da lagoa aerada seja bastante reduzido. 1» ItímpQ de detenção típico na lagoa aerada é da ordem de 2 a 4 dias. No entanto, apesar da elevada eficiência desta lagoa na remoção da matéria i ii(jrtnica originalmente presente nos esgotos, um novo problema passou a ser criado. \ biomassa permanece em suspensão em todo o volume da lagoa, vindo, portanto, a IH com o efluente da lagoa, Esta biomassa é, em última análise, também matéria iMi'.niica, ainda que de uma natureza diferente da DBO do esgoto bruto. Esta nova iHiiteria orgânica, caso fosse lançada no coipo receptor, iria exercer também uma • li manda de oxigênio, causando a deterioração da qualidade das águas. I' importante, portanto, que haja uma unidade a jusante, na qual os sólidos em ii'.|icnsão (predominantemente a biomassa) possam vir a sedimentar. Esta unidade I " le ser uma Lagoa de decantação, com a finalidade precípua de permitir a sedimeni i, io e acúmulo dos sólidos. A lagoa de decantação é dimensionada com um tempo de detenção bem reduzido, i m lotno de 2 dias. Nela, os sólidos vão para o fundo, onde são armazenados por um jn i iodo de alguns anos, após o qual são removidos. Há também lagoas de decantação • mil remoção contínua do lodo de fundo, através de bombas acopladas em balsas. A área requerida por este sistema de lagoas á a menor dentre os sistemas de lagoas, t K requisitos de energia são similares aos demais sistemas de lagoas aeradas. No PMtimto, os aspectos relativos ao manuseio do lodo podem ser mais complicados, . I.jvido ao fato de se ter um menor período de armazenagem na lagoa, comparado com IM outros sistemas. Caso a remoção de iodo seja periódica, tal ocorrerá numa hrquência aproximada em torno de 2 a 5 anos. A remoção do lodo é uma tarefa Inboriosa e cara.

1ISTEMA: L A G O A A E R A D A DE M I S T U R A C O M P L E T A - L A G O A DE D E C A N T A Ç Ã O CORPO

I11|| L12. Fluxograma típico de um sistema de lagoas aeradas de mistura completa - lagoas de decantação

Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento

191

Sistemas de lodos ativados e variantes a) Lodos ativados convencional Ao se analisar os sistemas de lagoas descritos no item precedente, tornou-se evidente que uma redução no volume requerido pode ser alcançada por meio do aumento da concentração da biomassa em suspensão 110 meio líquido. Quanto mais bactérias houver em suspensão, maior será a avidez por alimento, ou seja, maior será a assimilação da matéria orgânica presente no esgoto bruto. Dentro deste conceito, analisando-se o sistema de lagoas aeradas-lagoas de decantação descrito acima, observa-se que há um "reservatório" de bactérias, ainda ativas e ávidas, na unidade de decantação. Caso parte destas bactérias seja retornada à unidade de aeração, a concentração de bactérias nesta unidade será grandemente aumentada. Este é o princípio básico do sistema de lodos ativados, em que os sólidos são recirculados do fundo da unidade de decantação, por meio de bombeamento, para a unidade de aeração. As seguintes unidades são, portanto, essenciais no sistema de lodos ativados (fluxo do líquido): - tanque de aeração (reator) - tanque de decantação (decantador secundário) - elevatória de recirculação de lodo REATOR

DECANTADOR SECUNDÁRIO

Fig. 2.13. Esquema das unidades da etapa biológica do sistema de lodos ativados

A biomassa consegue ser separada no decantador secundário devido à sua propriedade de flocular. Tal se deve ao fato das bactérias possuírem uma matriz gelatinosa, que permite a aglutinação das bactérias. O floco possui maiores dimensões, o que facilita a sedimentação (Ver Figura 2.14). A concentração de sólidos em suspensão no tanque de aeração nos sistema de lodos ativados é mais de 10 vezes superior à de uma lagoa aerada de mistura completa.

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

1 FLOCO BACTEFIIANO

Fig. 2,14, Esquema de bactérias formando um floco de lodo ativado

O tempo de detenção do líquido é bem baixo, da ordem de 6 a 8 horas no sistema de lodos ativados convencional, implicando em que o volume do tanque de aeração seja bem reduzido. No entanto, devido à recirculação dos sólidos, estes permanecem no sistema por um tempo superior ao do líquido. O tempo de retenção dos sólidos no sistema é denominado idade do lodo, sendo da ordem de 4 a ! 0 dias no lodos ativados convencional. É esta maior permanência dos sólidos no sistema que garante a elevada eficiência dos lodos ativados, já que a biomassa tem tempo suficiente para metabolizar praticamente toda a matéria orgânica dos esgotos. No sistema de lodos ativados, os tanques são tipicamente de concreto, diferentemente das lagoas de estabilização. Para se economizar em termos de energia para a aeração, parte da matéria orgânica (em suspensão, sedimentável) dos esgotos é retirada antes do tanque de aeração, através do decantador primário. Assim, os sistemas de lodos ativados convencional têm como parte integrante também o tratamento primário (Figura 2.15). LODOS ATIVADOS C O N V E N C I O N A L (FLUXO CONTINUO)

Fig. 2.1S. Fluxograma típico do sisíema de lodos ativados convencional

Níveis, processos e sistemas de tratamento

193

4

w No tanque de aeração, devido à entrada contínua de alimento, na forma de ! >!U > dos esgotos, as bactérias crescem e se reproduzem continuamente. Caso fosw; permitido que a população de bactérias crescesse indefinidamente, elas tenderiam a atingir concentrações excessivas no tanque de aeraçâo, dificultando a transferem 1.1 de oxigênio a todas as células. Ademais, o decantador secundário ficaria sobrecarregado, e os sólidos não teriam mais condições de sedimentar satisfatoriamente, vindo a sair com o efluente final, deteriorando a sua qualidade. Para manter o sistema em equilíbrio, é necessário que se retire aproximadamente a mesma quantidade de biomassa que é aumentada por reprodução. Este é, portanto, o lodo biológico excedente, que pode ser extraído diretamente do reator ou da linha de recirculação. O lodo excedente deve sofrer tratamento adicional, na linha de tratamento do lodo. O sistema de lodos ativados convencional ocupa áreas bastante inferiores às do sistema de lagoas. No entanto, o fluxograma do sistema é complicado, requerendo uma elevada capacitação para a sua operação. Os gastos com energia elétrica para aeração são um pouco superiores aos das lagoas aeradas. Existem algumas variantes do processo de Iodos ativados, sendo que duas das principais (aeração prolongada e fluxo intermitente) são descritas brevemente a seguir. b) Aeração prolongada No sistema de Iodos ativados convencional, o lodo permanece no sistema de 4 a 10 dias. Com este período, a biomassa retirada no lodo excedente requer ainda uma etapa de estabilização no tratamento do lodo, por conter ainda um elevado teor de matéria orgânica na composição de suas células. No entanto, caso a biomassa permaneça no sistema por um período mais longo, da ordem de 20 a 30 dias (daí o nome aeração prolongada), recebendo a mesma carga de DBO do esgoto bruto que o sistema convencional, haverá uma menor disponibilidade de alimento para as bactérias. Para que a biomassa permaneça mais tempo no sistema, é necessário que o reator seja maior (o tempo de detenção do líquido é em torno de 16 a 24 horas). Portanto, há menos matéria orgânica por unidade de volume do tanque de aeração. Em decorrência, as bactérias, para sobreviver, passam a utilizar nos seus processos metabólicos a própria matéria orgânica componente das .suas células, Esta matéria orgânica celular é convertida em gás carbónico e água através da respiração. Isto corresponde a uma estabilização da biomassa, ocorrendo no próprio tanque de aeração. Enquanto no sistema convencional a estabilização do lodo é feita em separado (na etapa de tratamento de lodo), na aeração prolongada ela é feita conjuntamente, no próprio reator. Já que não há a necessidade de se estabilizar o lodo biológico excedente, procura-se evitar no sistema de aeração prolongada também a geração de alguma outra forma de lodo, que venha a requerer posterior estabilização. Deste modo, os sistemas de aeração prolongada usualmente não possuem decantadores primários, para evitar a necessidade de se estabilizar o lodo primário. Com isto, obtém-se uma

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES - Biblioteca (d Mi'Ir simplificação no fluxograma do processo: não há decantadores primários nem Hliiiliides de digestão de lodo (Figura 2.16). LODOS ATIVADOS • AERAÇÃO PROLONGADA (FLUXO CONTINUO)

raptor

fasa sólida (já estabilizado)

l'l(». 2.16. Fluxograma dc um sistema de aeração prolongada

O preço desta simplificação do sistema é o gasto com energia para aeração, já que o lodo é estabilizado aerobiamente no reator. Por outro lado, a reduzida disponibilidade de alimento e a sua praticamente total assimilação fazem com que a aeração prolongada seja o processo de tratamento dos esgotos mais eficiente na remoção de DBO. c) Fluxo intermitente (batelada) Os sistemas de lodos ativados descritos acima são de fluxo contínuo com relação ao esgoto, ou seja, o esgoto está sempre entrando e saindo do reator. Há, no entanto, uma variante do sistema, com operação em fluxo intermitente. O princípio do processo de lodos ativados com operação intermitente consiste na incorporação de todas as unidades, processos e operações normalmente associados ao tratamento convencional de lodos ativados, quais sejam, decantação primária, oxidação biológica e decantação secundária, em um único tanque. Utilizando um tanque único, esses processos e operações passam a ser simplesmente sequências no tempo, e não unidades separadas como ocorre nos processos convencionais de fluxo contínuo. O processo de lodos ativados com fluxo intermitente pode ser utilizado também na modalidade de aeração prolongada, quando o tanque único passa a incorporai' também a unidade de digestão do lodo. O processo consiste de um reator de mistura completa onde ocorrem todas as etapas do tratamento. Isso é conseguido através do estabelecimento de ciclos de operação com durações definidas. A massa biológica permanece no reator durante todos os ciclos, eliminando dessa forma a necessidade de decantadores separados. Os Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento

195

ciclos normais de tratamento são: • Enchimento (entrada de esgoto bmto ou decantado no reator) • Reação (aeração/mistura da massa líquida contida no reator) • Sedimentação (sedimentação e separação dos sólidos em suspensão do esgoto tratado) • Esvaziamento (retirada do esgoto tratado do reator) • Repouso (ajuste de ciclos e remoção do lodo excedente) A duração usual de cada ciclo pode ser alterada em função das variações da vazão afluente, das necessidades do tratamento e das características do esgoto e da biomassa no sistema. LODOS ATIVADOS - FLUXO INTERMITENTE MLAIOR EM DECANTAÇÃO

CORPO

lostí SÍJiOJ

t j à ustotail/odo I k j aoração piolangado)

Fig. 2.17. Esquema de um sistema de Iodos ativados com operação intermitente

O descarte do lodo excedente geralmente ocorre durante o último ciclo (Repouso), mas como este ciclo é opcional, já que a sua finalidade é a de permitir o ajuste entre os ciclos de operação de cada reator, o descarte pode se dar em outras fases do processo. A quantidade e a frequência de descarte do lodo são estabelecidas em função dos requisitos de performance, da mesma fornia que nos processos convencionais de fluxo contínuo. O fluxograma do processo é grandemente simplificado, devido à eliminação de diversas unidades, comparado aos sistemas de lodos ativados de fluxo contínuo. No sistema de aeração prolongada por batelada, as únicas unidades de todo o processo de tratamento (líquido e lodo) são: grades, desarenador, reatores, adensamento do lodo (opcional) e desidratação do lodo. Há algumas modificações nos sistemas de fluxo intermitente, relacionadas, tanto à forma de operação (alimentação contínua e esvaziamento descontínuo), quanto à sequência e duração dos ciclos associados a cada fase do processo. Estas variações permitem simplificações adicionais no processo ou a remoção biológica de nutrientes.

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

j^j»

Sistemas aeróbios com biofilmes

a)Filtrqsbiológicos de baixa carga O processo de filtros biológicos consiste num conceito totalmente diferente dos processos anteriores. Ao invés da biomassa crescer dispersa em um tanque ou lagoa, ela cresce aderida a um meio suporte. Um filtro biológico compreende, basicamente, um leito de material grosseiro, tal como pedras, ripas ou material plástico, sobre o qual os esgotos são aplicados sob a forma de gotas ou jatos. Após a aplicação, os esgotos percolamem direção aos drenos de fundo. Esta percolação permite o crescimento bacteriano na superfície da pedra ou do material de enchimento, na forma de uma película fixa. O esgoto passa sobre a população microbiana aderida, promovendo o contato entre os microrganismos e o material orgânico. Os filtros biológicos são sistemas aeróbios, pois o ar circula nos espaços vazios entre as pedras, fornecendo o oxigênio para a respiração dos microrganismos. A ventilação é usualmente natural. A aplicação dos esgotos sobre o meio é frequentemente feita através de distribuidores rotativos, movidos pela própria carga hidrostática dos esgotos. O líquido escoa rapidamente pelo meio suporte. No entanto, a matéria orgânica é adsorvida pela película microbiana, ficando retida um tempo suficiente para a sua estabilização (ver Figura 2.18). Os filtros são normalmente circulares, podendo ter vários metros de diâmetro. ( ontrariamente ao que indica o nome, a função primária do filtro não é a de filtrai-, uma vez que o diâmetro das pedras utilizadas é da ordem de alguns centímetros, ou seja, permitindo um grande espaço de vazios, ineficientes para o ato de peneiramento. A função do meio é tão somente a de fornecer suporte para a formação da película microbiana. Existem também meios sintéticos de diversos materiais e formas, os quais apresentam a vantagem de serem mais leves do que as pedras, além de apresentarem uma área superficial de exposição bem superior, No entanto, os meios sintéticos são mais caros. A medida em que a biomassa cresce na superfície das pedras, o espaço vazio tende ti diminuir, fazendo com que a velocidade de escoamento nos poros aumente. Ao iiiingir um determinado valor, esta velocidade causa uma tensão de cisalhamento, que desaloja parte do material aderido. Esta é uma forma natural de controle da população microbiana no meio. O lodo desalojado deve ser removido nos decantadores secundários, de forma a diminuir o nível de sólidos em suspensão no efluente final. Nos sistemas de filtros biológicos de baixa carga, a quantidade de DBO aplicada r menor. Com isso, a disponibilidade de alimentos é menor, o que resulta numa estabilização parcial do lodo (auto-consumo da matéria orgânica celular) e numa maior'eficiência do sistema na remoção da DBO, de forma análoga ao sistema de iteração prolongada nos lodos ativados. Essa menor carga de DBO por unidade de Ni11'iv , processos e sistemas de tratamento

197

FILTRO BIOLÓGICO

superfície do tanque está associada a maiores requisitos de área, comparado ao1 sistema de aita carga, descrito no item seguinte. O sistema de baixa carga é simples conceitualmente. Embora de-eficiênfcia comparável à do sistema de lodos ativados convencional, a operação é mais simples, porém menos flexível. Os filtros biológicos têm uma menor capacidade de se ajustar a variações do afluente, além de requererem uma área total um pouco superior. Em termos de consumo de energia, os filtros apresentam um consumo bastante inferior ao dos lodos ativados. A Figura 19 apresenta o fluxograma típico do sistema de filtros biológicos de baixa carga. . b) Filtros biológicos dejilta^carga Os filtros biológicos de alta carga são conceitualmente similares aos de baixa carga. No entanto, por receberem uma maior carga de DBO por unidade de volume de leito, o requisito de área é menor. Em paralelo, tem-se também uma ligeira redução na eficiência de remoção da matéria orgânica, e a não estabilização do lodo no filtro. Uma outra diferença diz respeito à existência de recirculação do efluente. Esta é

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Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

FILTRO BIOLOGICO DE BAIXA CARGA

lasesóHcla flá estabulado caso o decanladof se|o uma (essa séptica)

fase sólida (Já establteado)

• i^. 2.19. Fluxograma típico de um filtro biológico de baixa carga

Ifita com os objetivos principais de (a) manter a vazâojtproximadamente^uniforme «Inrantejtodoj3_dja (^noite^jQS-braçQs_distribuidores4?oderiam não rodat^_deyidoJ^ baixa vazão^o £ue_poderia secar o leito), rb)jeguilibrar a carga afluente e (c) |HissijTÍjjtajMimnj^

HP. r r m t a t r w l n mntp.rm n r g n n i m p f l i i p n t f

Difprpntpmpntp

• lo sistema de lodos ativados, a recirculação nos filtros de_ajta carga é do e f l u e n t e ^ náo do lodo sedimentado (Fig. 2.20). FILTRO BIOLOGICO DE ALTA CARGA FILLRO BIOLÓGICO

I IIV 2.20. Fluxograma típico dc um filtro biológico de alta carga

Outra forma de se melhorar a eficiência dos filtros biológicos, ou de se tratar esgotos mais concentrados em matéria orgânica, é através da utilização de dois filtros i in série, denominado como um sistema de filtros biológicos de dois estágios. Há \ li ias possíveis configurações, com diferentes formas de recirculação do efluente. Algumas das limitações dos filtros biológicos com leito de pedras, quando os mesmos operam com elevadas cargas orgânicas, referem-se ao entupimento dos i .paços vazios, devido ao crescimento excessivo da película biológica. Nestas t ondições, podem ocorrer inundações e falhas do sistema. Ni11'iv , processos e sistemas de tratamento

199

Devido ao maior compromisso com a redução da área requerida para o sistema, valem principalmente aqui as considerações sobre os diferentes tipos de meios suporte. O material mais utilizado é ainda representado pelas pedras e britas. No entanto, o volume de espaços vazios é limitado num filtro biológico de pedras, restringindo, dessa forma, a circulação de ar no filtro e, consequentemente, a quantidade de oxigênio disponível para os microrganismos e a quantidade de esgoto que pode ser tratada. Para superar essas limitações, outros materiais podem ser utilizados para o enchimento dos filtros. Esses materiais incluem modulos de plástico corrugado, tablados de ripas e anéis plásticos. Esses materiais oferecem maiores áreas superficiais para o crescimento bacteriano (aproximadamente o dobro das pedras típicas), além de aumentarem significativamente os espaços vazios para a circulação de ar. Esses materiais são também muito mais leves que as pedras (cerca de 30 vezes), possibilitando a que os filtros sejam muito mais altos, sem causarem problemaá estruturais. Enquanto em filtros de pedras as alturas são usualmente inferiores a 3 metros, nos filtros com enchimento sintético as alturas podem ser de 6metros ou mais, diminuindo dessa forma a área requerida para a instalação dos filtros. j^Biodiscos_ O processo de biodiscos é fisicamente diferente dos processos de tratamento anteriormente descritos. No entanto, devido ao fato da biomassa crescer aderida a um meio suporte (o biodisco), este processo é descrito aqui, conjuntamente com os sistemas de filtros biológicos. O processo consiste de uma série de discos ligeiramente espaçados, montados num eixo horizontal. Os discos giram vagarosamente, e mantêm, em cada instante, cerca de metade da área superficial imersa no esgoto, e o restante exposta ao ar. BIODISCO SUPERFÍCIE EXPOSTA A O A R

SUPERFÍCIE IMERSA

Fig. 2.21. Esquema do um tanque com biodiscos

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

Os discos têm usualmente menos de 3,6 metros de diâmetro, sendo geralmente «iinstrufdos de plástico de baixo peso. Quando o sistema é colocado em operação, os microrganismos no esgoto começam a aderir às superfícies rotativas, e ali crescem li té que toda a superfície do disco esteja coberta por uma fina camada biológica, com pmicos milímetros de espessura. A medida em que os discos giram, a parte exposta ,10 ar traz uma película de esgotos, permitindo a absorção de oxigênio através do ,r oi ej amento e percolação junto à superfície dos discos. Quando os discos completam MUI rotação, esse filme mistura-se com a massa líquida dos esgotos, trazendo ainda algum oxigênio e misturando os esgotos parcialmente e totalmente tratados. Com a p.iKsagem dos microrganismos aderidos à superfície do disco pelo esgoto, estes absorvem orna nova quantidade de matéria orgânica, utilizada para a sua alimentação. Quando a camada biológica atinge uma espessura excessiva, ela se desgarra dos discos. Esses organismos que se desgarram são mantidos em supensão no meio liquido devido ao movimento dos discos, aumentando a eficiência do sistema. São as seguintes as finalidades dos discos: • servir de superfície para o crescimento da película microbiana; _ • promover o contato da película microbiana com o esgoto; • manter a biomassa desgarrada dos discos em suspensão nos esgotos; • promover a aeração do esgoto que se juntou ao disco em cada rotação e do esgoto situado na parte inferior, responsável pela imersão do disco. O crescimento da película biológica é similar, em conceito, ao filtro biológico, com a diferença de que os microrganismos passam através do esgoto, ao invés do esgoto passar através dos microrganismos, como nos filtros. Como no processo de filtros biológicos, os decantadores secundários são também necessários, visando a inuoção dos organismos em suspensão. Os sistemas de biodiscos são utilizados principalmente para o Jratamento dos esgotos de pequenas comunidades. Devido à limitação no diâmetro dos discos, seria necessário um grande número de discos, muitas vezes impraticável, para o tratamento ile maiores vazões. O sistema apresenta boa eficiência na remoção da DBO, embora apresente por vezes sinais de instabilidade. O nível operacional é moderado, e os custos de implantação são ainda elevados em nosso meio. O fluxograma do sistema f apresentado na Figura 2.22. /

Ni11'iv , processos e sistemas de tratamento

201

BIODISCO DECANIADOP

COlíPO (!£CEP10B

Fig. 2.22, Fluxograma típico de um sistema de biodisco

Tratamento anaeróbio a) Sistema fossa séptica - filtro anaeróbio O sistema de fossas sépticas seguidas de filtros anaeróbios tem sido amplamente utilizado em nosso meio rural e em comunidades de pequeno porte. A fossa séptica (usualmente do tipo tanque Imhoff) remove a maior parte dos sólidos em suspensão, os quais sedimentam e sofrem o processo de digestão anaeróbia no fundo do tanque. A matéria orgânica efluente da fossa séptica se dirige ao filtro anaeróbio, onde ocorre a sua remoção, também em condições anaeróbias. O filtro anaeróbio apresenta alguma similaridade conceituai com os filtros biológicos aeróbios: em ambos os casos, a biomassa cresce aderida a um meio suporte, usualmente pedras. No entanto, o filtro anaeróbio apresenta algumas importantes diferenças: - o fluxo do líquido é ascendente, ou seja, a entrada é na parte inferior do filtro, e a saída na parte superior - o filtro trabalha afogado, ou seja, os espaços vazios são preenchidos com líquido - a carga de DBO aplicada por unidade de volume é bastante elevada, o que garante as condições anaeróbias e repercute na redução de volume do reator - a unidade é fechada Aeficiência do sistema fossa-filtro é usualmente inferioràdos processos aeróbios, embora seja na maior parte das situações suficiente. O sistema tem sido amplamente utilizado para pequenas populações, mas uma tendência recente em termos de tratamento anaeróbio tem favorecido a utilização dos reatores de manta de lodo (descritos as seguir), principalmente por fatores econômicos. A produção de lodo nos sistemas anaeróbios é bem baixa. O Iodo já sai estabilizado, podendo ser dirigido diretamente para um leito de secagem. Por ser um sistema anaeróbio, sempre há o risco da geração de maus odores. No 202

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de asgoros'

ETFES-BibHottJca SISTEMA FOSSA SÉPTICA - FILTRO ANAERÓBIO

GDAOE

DESARENADOR

FOSSA SÉPTICA

MÇDLÇOR

CORPO RECEPTOR

FILTRO A NIAERÔB AERÓBIO

f

sâlda

Y fase s ó l i d a (jô estoblIKacto)

I'IH. 2 . 2 3 .

Y

tose s ó l i d a 0 6 estabilizado)

F l u x o g r a m a típico d e u m sistema fossa séptica seguida por filtro anaeróbio

entanto, procedimentos de projeto e operacionais podem contribuir para reduzir estes ri NCOS.

b) Reator anaeróbio de manta de lodo Os reatores anaeróbios de manta de lodo são também frequentemente denominado-, de Reatores Anaeróbios de Fluxo Ascendente (RAFA ou UASB). Nestes reatores, a biomassa cresce dispersa no meio, e não aderida a um meio Mtporte especialmente incluído, como no caso dos filtros biológicos. A própria biomassa, ao crescer, pode formar pequenos grânulos, correspondente à aglutinação ilc diversas bactérias. Esse pequenos grânulos, por sua vez, tendem a servir de meio Niiporte para outras bactérias. A granulação auxilia no aumento da eficiência do Nihleina, mas não é fundamental para o funcionamento do reator. A concentração de biomassa no reator é bastante elevada, justificando a denominação de manta de lodo. Devido a esta elevada concentração, o volume requerido (».lia os reatores anaeróbios de manta de lodo é bastante reduzido, em comparação i om todos os outros sistemas de tratamento. 0 fluxo do líquido é ascendente. Como resultado da atividade anaeróbia, são ' l'ninados gases (principfümente metano e gas carbônico), as bolhas dos quais »picsentam também uma tendência ascendente. De forma a reter a biomassa no i -.ii inn, impedindo que ela saia com o efluente, a parte superior dos reatores de manta 'lo Iodo apresenta uma estrutura que possibilita as funções de separação e acúmulo • li rãs e de separação e retorno dos sólidos (biomassa). O gás é coletado na parle superior, de onde pode ser retirado para reaproveitai s mo (energia do metano) ou queima. Os sólidos sedimentam na parte superior desta estrutura cónica ou piramidal, i M i trrendo pelas suas paredes, até retornarem ao corpo do reator. Pelo fato das bolhas Ni11'iv,processos e sistemas de tratamento

203

REATOR ANAERÓBIO DE MANTA DE LODO

fase sólida

(lã estobílteacio) Fig. 2,24. Fluxogruma típico de um sistema de reator anaeróbio de manta de lodo

de gás não penetrarem na zona de sedimentação, a separação sólido-líquido não é prejudicada. O efluente sai clarificado, e a concentração de biomassa no reator é mantida elevada. A produção de lodo é bem baixa. O lodo já sai estabilizado, podendo ser simplesmente desidratado em leitos de secagem. Diferentemente dos filtros anaeróbios, não há necessidade da decantação primária, o que simplifica mais ainda o fluxograma da estação. O risco da geração ou liberação de maus odores pode ser bastante minimizado através de um projeto bem elaborado, tanto nos cálculos cinéticos, quanto nos aspectos hidráulicos. A completa vedação do reator, incluindo a saída submersa do efluente, colabora sensivelmente para a diminuição destes riscos. A operação adequada do reator contribui também neste sentido. Disposição de efluentes no solo As formas mais comuns para a disposição final de efluentes líquidos tratados são os cursos d'água e o mar. No entanto, a disposição no solo é também um processo viável e aplicado em diversos locais do mundo. A aplicação de esgotos no solo pode ser considerada uma forma de disposição final, de tratamento (nível primário, secundário ou terciário), ou ambos. Os esgotos aplicados no solo conduzem à recarga do lençol subterrâneo e/ou à evapotranspiração. O esgoto supre as necessidades das plantas, tanto em termos de água, quanto de nutrientes.

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

Um poluente no solo tem, basicamente, três possíveis destinos: » retenção na matriz do solo - retenção pelas plantas aparecimento na água subterrânea Vários mecanismos, de ordem física (sedimentação, filtração, radiação, volatili/ iiçfio, desidratação), química (oxidação e reações químicas, precipitação, adsorção, troca tônica e complexação) e biológica (biodegradação e predação) atuam na i emoção dos poluentes no solo. Os tipos mais comuns de aplicação no solo são: irrigação (infiltração lenta) - infiltração rápida (alta taxa) infiltração subsuperficial aplicação com escoamento superficial

99 >99 90->99

10-50 1-6 1-5 1-6

-0 -0 -0 -0

10-20 5-15 5-15 5-15

NA NA NA NA

Fontes: Arceivala (1981), EPA(1979, 1981, 1992), Metcall 5. Eddy (1991), Prioli ei al (1993). Vieira (1993), informações de terceiros e experiência do autor Notas: NA: Não Aplicável Os requisitos energéticos não incfuem o eventual bombeamento do esgoto bruto (a) Uma remoção adicional de nutrientes pode ser obtida através de modificações no prccesso

-

-

ETFES - Biblioteca (Juadro 3 . 3

E q u i p a m e n t o s m í n i m o s n e c e s s á r i o s p a r a os principais s i s t e m a s d e t r a t a m e n t o d e

esgotos Equipamento básico requerido

Sistemas de tratamento

hntamento preliminar Irnfamento primário l.ngoa facultativa 1 ngoa anaeróbia - lagoa facultativa 1 ngoa aerada facultativa 1. ígoa aer. mist. completa - lagoa decantação

- Grade; caixa de areia; medidor de vazão - Removedor de lodo (sistemas maiores); misturadores nos digestores; equipamento para gás -

- Elevatória para recirculação do efluente (opcional) - Aeradores - Aeradores

t odos ativados convencional

l.odos ativados (aeração prolongada)

l.odos ativados (fluxo intermitente) liltro biológico (baixa carga) riltro biológico (alta carga)

Modiscos

Hoator anaeróbio de manta de lodo Fossa séptica - Filtro anaeróbio Infiltração lenta Infiltração rápida Escoamento superficial Infiltração subsuperficial

- Aeradores; elevatória de recirculação; removedores de lodo nos decantadores; removedores de lodo nos adensadores; misturadores nos digestores; equipamento para gás; elevatória para retorno de sobrenadantes e drenados - Aeradores; elevatória de recirculação; removedores de lodo nos decantadores; removedores de lodo nos adensadores; elevatória para retorno de sobrenadantes e drenados - Aeradores; removedores de lodo nos adensadores; elevatória para retorno de sobrenadantes e drenados - Distribuidor rotativo; raspadores de lodo nos decantadores; removedores de lodo nos adensadores; elevatória para retorno de sobrenadantes e drenados - Distribuidor rotativo; elevatória de recirculação do efluente; removedores de lodo nos decantadores; removedores de lodo nos adensadores; misturadores nos digestores; equipamento para gás; elevatória para retorno de sobrenadantes e drenados - Motor para rotação dos discos; removedores de lodo nos adensadores; elevatória para retorno de sobrenadantes e drenados - Aspersores (opcional) - Aspersores (opcional)

Apresenta-se a seguir uma análise comparativa entre os principais sistemas de tratamento de esgotos (fases líquida e sólida), em quadros e figuras-resumo, tal como listado a seguir: • Comparação qualitativa - fase líquida (Quadro 3.4): análise comparativa qualitativa, abordando diversos aspectos de relevância na avaliação de sistemas de tratamento de esgotos. São analisados os aspectos de eficiência, economia, processo e problemas ambientais. Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento

217

• Comparação qualitativa - fase sólida (Quadro 3.5): análise comparativa qualitativa, abordando diversos aspectos de relevância na avaliação de sistemas de processamento do lodo. São analisados os aspectos de eficiência, economia, processo e problemas ambientais. • Comparação diagramática (Figura 3.3): comparação entre os principais sistemas, na forma de diagrama de barras, tendo por base os dados do Quadro 3.2. Nos diagramas, os processos de um mesmo sistema (ex: os diversos tipos de lagoas) estão condensados em uma mesma barra. O objetivo principal é apenas uma visão geral dos diversos sistemas, sem levar em consideração as especificidades de cada processo. • Vantagens e desvantagens (Quadro 3.6). Principais vantagens e desvantagens dos diversos sistemas de tratamento de esgotos. Esta análise é orientada principalmente para a comparação de processos de um mesmo sistema, embora permita ainda, dentro de certas limitações, comparações entre sistemas distintos.

2(14

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

Quadro 3.4. Avaliação relativa dos sistemas de tratamento de esgotos domésticos (fase líquida) independ de

Capacidade de resistência Eficiência na remoçSo

Economia

cargas de choque Sistemas de tratamento

Requisitos DBQ

Nutrientes

Colil Área

Energia

§a Tratamento

prelitrJnar

0

0

0

44444

Tratamento

primário

+

+

4

444+4

4444

Oper & Manut

Sub-

Confiabilidade

Geração

Custos

Impl.

outras caract. para

a variações do allueme e

Vazão

produtos

Qualidade

Simplicidade, oper. e manut

Tóxicos

Menor possibilidade de problemas

0 bom desempenho

Clima

Solo

Maus odores

Insetos Ruídos

e Vetmes

44444

4444

44444

44444

+44+4

444+4

444

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++++

4444+

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4444

444

444

4444

44444

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444

4444

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++++

444++

44 4

Lagoa facultativa

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44/4444

4

44444

444

44444

44444

4444

4444

+++

++++

44444

++

+++

+++

+++++

++444

Lagoa anaeróbica - lagoa facultativa

+++

44

44/4444

44

44444

4444

44444

44444

4444

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+++

+444

44444

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+++

+

++444

44444

4

Lagoa aerada facultativa

+++

++

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44

444

444

4444

44444

4444

4444

444

44++

4444

+++

+++

4444

+

4

444

Lagoa aer. mist. compl• - lagoa dec.

+++

+4

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444

444

444

444

444

444

4444

444

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+44

++++

444

+

4

4

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44

4444

44

4

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4

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++

++++

+

444

+++4+

4444

+

4/44444

4444

Lodos ativados

convencional

44444 ++/+444

44

4444

4

44

4

44

4444

4444

+++

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44

4444

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+

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4444

L o d o s j l i i a d o s ( f l u x o intermitente]

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44

4444

4/44

4

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444

4444

444

4444

44444

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4444

F i l t r o biológico {baixa carga)

++++

++/++++

44

444

4444

4

444

44

+++

4+

4+

++++

4++

4+

4444+

++44

+444

4444

4

F i l t r o biológico (alta carga)

++++

++/+++

44

4444

444

44

444

4

4444

4+4

444

4444

444

4+

44444

4444

4444

4444

444

Biodiscos

++++

++/+++

44

4444

444

4

444

4

444

444

+4

444

444

+4

44444

4+4+

+4+4

4+444

444

Reator anaeróbio de manta de lobo

+44

4

44

44444

44444

4444

44444

4444

44

44

44

444

444+

44

4444

44

4444

Fossa séptica - Filtro anaeróbio

4444

444

444

44

444

444+

44

4444

+4

4+44

Lodos ativados (aeração

prolong.)

+++

4

44

44444

44444

4444

44444

Infiltração lenta

44444

44+4

4444

+

44444

444

44444

44444

4444

44+4

4444

+444

++++

+444

4

•

44444

4/4++++

4

Inliltração

44444

4444

4444

44

44444

4444

44444

44444

+444

4444

4444

44+4

++++

4444

+

+

44444

444+4

4

4+44+

4444

4444

44

44444

4444

44444

44444

4444

4444

+44+

++++

++++

4444

+

++++

44+44

444+4

4+++

444

444/444

44

44444

4444

444«

«4«

4444

+444

444

44+4

++++

++

+

44444

+Z+44+4

4

Infiltração Escoamento

rápida subsuperíicial superficial

*****

Nota; a gradação é relativa em cada coluna apenas, e não generalizada para todos dos Itens. As gradações podem variar extremamente com as condições [ocais mais favorável + menos favorável ++•»•+.#++,++: inlermedjários, em classificação decrescente 0: efeito nUíõ H7++++V: variável com o tipo de processo, equipamento. modalidade ou projeto

Sí

Aerosóis

rn -n M

oo

Cü

cr õ i—f a>

o &)

Q u a d r o 3.5. Avaliação relativa dos sistemas de tratamento de lodo (fase sólida) Eficiência na Redução Operação/ Processo

Unidade

Volume de Iodo

Eslabilizaç3o

Área

Energia

+++

+444

0

+44

4++

Mecanizado

+++

0

44+4

44

Aeróbia

+ 4

Anaeróbia

Lagoas de lodo Mecanizada

44+

Economia nos Custos

Implant.

do lodo 0

Ffolaçao

Leitos de secagem Desidratação

orgânica

++ ++

Gravidade Adensamento

Economia nos Requisitos

Matéria

+++ +4+

SimpliConfia-

Indepen-

Menoi PossibíL

marnl

de vazão

4++4 ++

4+

4444

4444

4+Hhf

++44

+4

44+4

44+4

44H14

4+

44

4+++

44+4

4+Hhf

+44

+•H +

+4+4

4+

++Hhf

+44

444

44

44Hhf

44

44++

4444

+4

44

+

4+

++44

4444

4444

44

4

444

4444

++

+++4

++ ++

+44+

0

4

0

4

4444 +++++

444 ++++

+++ ++++

0

4444

4+4

++

44

4+ 4444

'

44

+-144 ++

+++ 44

Variações

cidade

Operação/

4444

+++ +4

Capacidade de Resistência „ . , Variações

qualidade

Tóxicos

bilidade

de Oper e Manul

afluente

4+Hhf

+++

dência do Clima

444

Maus Odores 44

44444 +++ 4+

444

REQUISITOS REQUISITOS DE ÁREA (mWhab)

REQUISITOS DE POTÊNCIA (W/hab|

OISP. SOLO TRAT. ANAER. FILTRO BK)L LOPOS AT IV. LAGOAS

SUBPRODUTOS E QUANTIDADE DE LODO A TRATAR (matrab.ano!

SIMPLICIDADE OPERACIONAL (qualitativo)

Dl SP. SOLO TRAT ANA "li FILTRO BIOL LODOS ATIV. LAGOAS

l'lj>iim 3 . 3 C o m p a r a ç ã o e s q u e m á t i c a e n t r e os principais s i s t e m a s d e t r a t a m e n t o

Níveis,

processos

e sistemas

de

tratamento

221

Q u a d r o 3.6. A n á l i s e c o m p a r a t i v a dos principais sistemas de tratamento de esgotos. Balanço de vantagens e desvantagens Sistemas de Lagoas de Estabilização Sistema

Vantagens

Desvantagens

- Satisfatória eficiência na remoção de DBO - Eficiência na remoção de patogênicos - Construção, operação e manutenção simples - Reduzidos custos de implantação e operação - Ausência de equipamentos mecânicos - Requisitos energéticos praticamente nulos - Satisfatória resistência a variações de carga • Remoção de lodo necessário apenas após períodos superiores a 20 anos

• Elevados requisitos de área - Dificuldade em satisfazer padrões de lançamento bem restritivos - A simplicidade operacional pode trazer o descaso na manutenção (crescimento ds vegetação) - Possível necessidade de remoção de algas do efluente para o cumprimento de padrões rigorosos - Performance variável com as condições climáticas (temperatura e insoiação) - Possibilidade do crescimento de insetos

Sistema de lagoa anaeróbia • lagoa facultativa

- Idem lagoas facultativas - Requisitos de área inferiores aos das lagoas facultativas únicas

- Idem lagoas facultativas - Possibilidade de maus odores na lagoa anaeróbica - Eventual necessidade de elevatórias de recirculaçâo do efluente, para controle de maus odores - Necessidade de um afastamento razoável ás residências circunvizinhas

Lagoa aerada facultativa

- Construção, operação e manutenção relativamente simples - Requisitos de área inferiores aos sistemas de lagoas facultativas e anaerúbio-facultativas - Maior independência das condições climáticas que os sistemas de lagoas facultativas e anaeróbio-facultativas • Eficiência na remoção da DBO ligeiramente superior à das lagoas facultativas - Satisfatória resistência a variações de carga - Reduzidas possibilidades de maus odores

Lagoa facultativa

Sistema de lagoa aerada de mistura completa lagoa de decantação

2(14

- Idem lagoas aeradas facultativas - Menores requisitos de área de todos os sistemas de lagoas

-

Introdução de equipamentos Ligeiro aumento no nível de sofisticação Requisitos de área ainda elevados Requisitos de energia relativamente elevados

- Idem lagoas aeradas facultativas (exceção: requisitos de área) - Preenchimento rápido da lagoa de decantação com o lodo 2 a 5 anos) - Necessidade de remoção continua ou periódica (2 a 5 anos) do lodo

Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos

ETFES-Biblioteca