Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental
Escola de Engenharia de São Carlos
Universidade de São Paulo
Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
Índice
Introdução ............................................................................................................................................................. 3
Palavra da Coordenação do Curso de Engenharia Ambiental – EESC/USP.................................................. 4
Agradecimentos..................................................................................................................................................... 5
Resumo da Palestras ............................................................................................................................................. 6
Políticas Públicas e Meio Ambiente: das demandas sociais às ofertas acadêmicas ............................................. 6
A ETE Monjolinho ................................................................................................................................................ 11
Processos Físico-Químicos Associados a Processos Biológicos para Tratamento de Esgoto Sanitário ............ 14
Resumo dos Trabalhos ....................................................................................................................................... 38
Utilização de Filmes Automontados de Quitosana para Verificação de Contaminantes em Água ..................... 38
Avaliação da Radiação Microondas Aliada ao Processo Foto-Fenton na Decomposição de Resíduos de
Pesticidas .............................................................................................................................................................. 44
Utilização de Áreas Alagadas Construídas para Purificação de Águas Poluídas............................................... 46
Avaliação da Utilização de Sistemas de Wetlands Construídas para Tratamento do Efluente Industrial da Burns
Philp Brasil Indústria e Comércio de Alimentos – Unidade de Pederneiras/sp, através de Experimento em
Escala Piloto......................................................................................................................................................... 51
Detecção de Metais através de uma “Língua Eletrônica”................................................................................... 55
Levantamento da Vegetação Ciliar na Microbacia do Córrego do Matão, Mogi Guaçu/SP .............................. 62
Utilização da Moringa oleifera como Coagulante Natural no Tratamento de Água........................................... 65
A Toxicidade da Cianobactéria Microcystis aeruginosa aos Cladóceros Planctônicos Daphnia similis,
Ceriodaphnia dubia e Ceriodaphnia silvestrii ..................................................................................................... 71
Cultivo de Hydra viridissima em condições laboratoriais, visando sua utilização em estudos ecotoxicológicos77
O Potencial de Reuso de Água (Efluentes Tratados) em um Matadouro-Frigorífico.......................................... 81
Possível Impacto da Alimentação do Tucunaré, cichla cf monoculus spix, 1831(perciformes, cichlidae),
recentemente Introduzido na Represa do Lobo (Broa), Itirapina – Brotas/SP .................................................... 89
Estudo da Viabilidade do Coagulante Sulfato Férrico no Sistema de Tratamento de Água da Empresa “Águas
de Limeira”........................................................................................................................................................... 93
Análise de Eficiência de um Polímero Catiônico como Auxiliar de Coagulação na Estação de Tratamento de
Água - Águas de Limeira ...................................................................................................................................... 99
A Atuação da Sociedade Civil Organizada como Mecanismo para a Sustentabilidade no Uso dos Recursos
Hídricos: o Projeto Água Quente ....................................................................................................................... 106
Aplicação de Testes Ecotoxicológicos para Avaliação de Tecnologias de Tratamento de Água para a Remoção
de Células e Toxinas de Cianobactérias............................................................................................................. 112
Avaliação da Contaminação do Rio Mogi Mirim por Nitrogênio Amoniacal.................................................... 121
Avaliação da Viabilidade da Reutilização da Água de Enxágüe de Roupa para Descargas Sanitárias ........... 127
Mensagem Final dos Anais............................................................................................................................... 128
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Introdução
Nos dias 6, 7 e 8 de outubro de 2004 ocorreu no anfiteatro Jorge Caron, localizado no campus
da Universidade de São Paulo em São Carlos, o I Simpósio da Engenharia Ambiental organizado
pelos próprios alunos do curso de Engenharia Ambiental da Escola de Engenharia de São Carlos.
Logo em 2003, ano no qual o curso de Engenharia Ambiental EESC/USP começou a existir, o
coordenador do curso, Prof. Marcelo Zaiat sugeriu aos alunos que organizassem um simpósio anual
do curso com palestras e mini-cursos ligados à área. Tentou-se organizar este evento neste mesmo
ano, mas devido a diversos fatores não foi possível, e foi programado para o ano de 2004.
Toda a organização do evento foi de responsabilidade dos alunos do curso, com o suporte,
quando necessário, dos professores do curso e também da equipe de funcionários do departamento
de Hidráulica e Saneamento.
A temática “Água e Sustentabilidade” foi adotada como eixo do primeiro simpósio, tanto
devido a importância que este assunto estava tendo na mídia, como também pela facilidade de se
organizar um evento sobre este tema, já que o curso é intrinsecamente ligado ao Departamento de
Hidráulica e Saneamento.
Mesmo uma semana antes do simpósio, já se comemorava o seu sucesso, devido ao
esgotamento das vagas, fazendo-se necessário suspender as inscrições. E na tentativa de deixar
registrado este I Simpósio da Engenharia Ambiental, publicamos estes anais.
Comissão Organizadora
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Palavra da Coordenação do Curso de Engenharia Ambiental –
EESC/USP
O I Simpósio da Engenharia Ambiental da Escola de Engenharia de São Carlos (EESC-USP),
embora tenha nascido de estímulo da Comissão Coordenadora de Curso, foi totalmente estruturada
e organizada por comissão de alunos. É importante ressaltar que o curso de Engenharia Ambiental
de EESC-USP recebeu a primeira turma em 2003, sendo o Simpósio realizado no segundo ano de
implantação do curso. Esse fato demonstra a grande capacidade de articulação dos alunos do curso
e a compreensão da necessidade e da importância de atividades de ensino-aprendizagem
extracurriculares.
Os objetivos principais do Simpósio foram congregar os estudantes do curso com estudantes de
cursos de Engenharia Ambiental de outras Instituições, trazer palestrantes externos à EESC-USP
para troca de informações e para maior contato com professores de outras instituições e para iniciar
um contato com o mundo “extra-acadêmico”, tão importante para os futuros engenheiros.
Durante três dias, o tema “Água e Sustentabilidade” foi abordado em diversos aspectos e
abordagens e debatido por professores, alunos e engenheiros que atuam na área. Mais de 200
pessoas participaram desse amplo debate, com conseqüências positivas para a formação dos
futuros engenheiros do ambiente da EESC-USP, ampliando o conhecimento e permitindo a cobertura
de conteúdos nem sempre presentes na grade curricular do curso. Desse modo, o I Simpósio da
Engenharia Ambiental da EESC-USP tende a se consolidar como uma importante ferramenta no
processo ensino-aprendizagem e como fórum de debates na área de engenharia ambiental, não só
para a comunidade da USP - São Carlos, como também para toda a sociedade.
A Comissão Coordenadora do curso de Engenharia Ambiental espera que este importante evento
se repita a cada ano, servindo como elemento integrador entre alunos, professores e profissionais da
área.
Prof. Dr. Marcelo Zaiat
Coordenador do Curso de Engenharia Ambiental - EESC/USP
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Agradecimentos
Primeiramente, expressamos a nossa gratidão a todos os participantes do primeiro Simpósio da
Engenharia Ambiental – EESC/USP que contribuíram firmemente para que o nosso objetivo fosse
concretizado.
Agradecemos a presença de todos os palestrantes e mediadores de mesa-redonda que puderam
compartilhar os conhecimentos de sua experiência e, sabiamente, transmitir informações e fomentar
dúvidas e discussões que, certamente, engrandeceram o nosso simpósio.
Agradecemos, ainda, todos os técnicos e funcionários do Anfiteatro Jorge Caron que,
pacientemente, forneceram toda a estrutura necessária de áudio-visual e informática e os
funcionários e professores do Departamento de Hidráulica e Saneamento pelas sugestões
fornecidas, pelos telefonemas cedidos, pelos computadores emprestados e pelos recados
repassados. Em especial a Rose, o André, a Raquel, a Valderez e a Cecília.
Nosso reconhecimento ao professor Marcelo Zaiat que fomentou a idéia de um Simpósio da
Engenharia Ambiental da EESC-USP e dedicou toda a paciência e todo incentivo para que o evento
fosse realizado.
Agradecemos o Diretor da Escola de Engenharia de São Carlos, Prof. Dr. Francisco Antonio
Rocco Lahr, e suas secretárias, assim como os nossos patrocinadores, por acreditarem em nós e
viabilizarem o ideal deste primeiro Simpósio da Engenharia Ambiental da EESC-USP.
Agradecemos, finalmente, à comissão organizadora, por toda a dedicação dispensada por cada
membro, pelas aulas perdidas e por toda a correria e desgaste que, por fim, fizeram com que o
nosso evento fosse realizado e todas as nossas expectativas cumpridas.
A todos que, de alguma forma contribuíram para a concretização e a efetivação do I SEA /
EESC-USP, a nossa sincera gratidão.
Comissão Organizadora
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Resumo da Palestras
Nem toda palestra apresentada no I SEA – EESC/USP tem seu resumo exibido nos anais. Segue
abaixo, somente os resumos das palestras concedidos por seus respectivos palestrantes.
Políticas Públicas e Meio Ambiente: das demandas sociais às ofertas
acadêmicas
Norma Felicidade Lopes da Silva Valencio, Professora do Departamento de Ciências Sociais da
Universidade Federal de São Carlos - UFSCar e Professora Colaboradora do programa de Pós
Graduação em Ciências da Engenharia Ambiental - EESC/USP.
Introdução
Em 2002, os discentes do Programa de Pós Graduação em Ciências da Engenharia
Ambiental da USP deflagraram um questionamento que culminou no simpósio que vieram a
organizar no mesmo ano. Tratava-se dos rumos da produção de conhecimento na área ambiental e
no compromisso desse caminhar seguir a par com o melhoramento da formulação e implementação
das políticas públicas no nosso país. O contexto de possibilidade de mudança de diretrizes políticoinstitucionais, num nível macro, inspirava-os a pretender que a produção científica prestar-se-ia mais
intensamente como fundamento de uma sociabilidade mais abrangente, a se deixar apropriar pela
praxis social extra muros da Academia. É sempre salutar haver os que não se saciam de perguntar
qual é a condição necessária do fazer ciência: a condição de se perguntar por que? como? para
quem? Numa sociedade heterogêna, conflitiva e desigual, responder “para quem” é cada vez mais
necessário e não é trivial.
Passados dois anos, são agora os discentes da graduação de Engenharia Ambiental, não por
acaso, oriundos das mesmas bases institucionais, os que perguntam quais são os desafios da
profissão frente à realidade brasileira.
Uma vez que a Universidade constitui-se das atividades fins de pesquisa, ensino e
extensão, é previsível que as inquietações que hajam do lado dos que atuam na pesquisa também
reflita em sala de aula. Não só os docentes transitam entre a graduação e a pós, semeando algo
entre técnicas e utopias, mas os discentes transitam entre esses mundos, nos laboratórios e
conversas informais. E uma vez que a Universidade é parte constituinte da sociedade, é lícito que
indagações como essas sejam recorrentemente colocadas para que o profissional e cientistas
paridos da Academia estejam mais do que apenas sintonizados com o mundo (pois não há porque
se pretender ajustar-se a um mundo de guerras, pobreza, epidemias): estejam preparados para
entendê-lo e transformá-lo no que for necessário e imperativo para um pleno desenvolvimento e
cidadania plena.
Assim, permito-me recuperar alguns aspectos da reflexão que levei à pós graduação em
Ciências da Engenharia Ambiental para transpô-la e ajustá-la ao escopo das preocupações dos
alunos da graduação em Engenharia Ambiental.
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Ambiente é interface
Para averiguar o que estava sendo produzido como conhecimento em ‘políticas públicas’ e ‘meio
ambiente’, realizei uma rápida busca na Plataforma Lattes, a base modelo que o Brasil adotou,
através do CNPq, para cadastrar seus pesquisadores e indicar o conteúdo de sua produção. A forma
de acesso aos dados, além de permitir localização rápida de cientistas, grupos de pesquisa, sua
produção e produtividade, apresenta possibilidades de contato com os pares; enfim, é um espaço
virtual que dá considerável transparência, isto é, visibilidade pública à ciência. Embora isso não
possa afirmar categoricamente que todo o esforço científico que nela é imputada deixa-se mostrar.
Por vezes, as ‘caixinhas’ temáticas, seja nas áreas de atuação ou os setores de aplicação, tomam
formas pouco nítidas do conteúdo do que se produz, não deixando captar a riqueza de eventuais
temas que lidam com uma realidade multidimensional, como é o caso do tema políticas públicas
assim como o tema ambiental.
Tomemos o caso do tema ‘política públicas’. Há relativo consenso de que, de uma forma
abrangente, ‘política’ possa ser entendida como a arte de governar, enquanto ‘público’ remete ao que
serve ao uso de todos, ao povo, donde ‘políticas públicas’ pode ser compreendido como o conjunto
de princípios que norteiam as relações do Estado com seus cidadãos, como a ciência de governar
para todos. Levado ao paroxismo, nesse tema cabe de tudo, como bem vim descobrir observando os
títulos dos estudos que somavam a portentosa quantidade de 13.023 (treze mil e vinte e três)
ocorrências na Plataforma em início de dezembro p.p., já sendo 13.331 (treze mil, trezentos e trinta e
um) em início de janeiro do ano corrente, num crescimento absoluto de 308 novos estudos.
De outra parte, o debruçar sobre o tema ‘meio ambiente’ levou-me a constatar dimensão
semelhante (até maior) de investigações que, se indicava a capacidade brasileira em atuar na
ciência dentro do tema, não apontava exatamente para onde, em qual aspecto e para quem.
Para chegar a alguma conclusão, procurei nortear-me pelo conceito de ‘meio ambiente’ como
o conjunto de relações entre a base biofísica e o meio sócio-cultural, norte este que tenta entender
‘meio ambiente’ não como uma outra coisa, mas como parte constitutiva das ‘políticas públicas’,
numa transversalidade
governança.
evidente aos aspectos de saúde, de segurança, de educação, de
Uma dada sociedade, como a brasileira, na produção social de seu ambiente está a
todo momento precisando descobrir/respeitar a capacidade de suporte dos limites geopolíticos que a
nação mesma estabeleceu para si. Isto significa aliar ciência/ética/arte em torno de uma nova
agenda comum.
Ao remeter ao recorte das ‘políticas públicas’ que tratam de questões ‘ambientais’,
pretendendo caracterizar tendências de investigação científica, dois grandes grupos: os que tratam
de políticas públicas no espaço da terra e os que tratam de políticas públicas no espaço das águas.
Em comum, o fato de serem estudos que tratam das relações da sociedade consigo própria, mas
que têm na especificidade de sua inserção num dado meio biofísico uma variável relevante de
entendimento das estruturas e processos decisórios levados a cabo. Em suma, se o tema ambiental
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está inserido nas políticas públicas e é transversal às várias especialidades, ele é um tema que tem
LUGAR, focaliza um território em particular.
Oras, nas Ciências Sociais, sabemos que os lugares podem ser qualificados das mais
diferentes formas. A que mais interessa, é aquela que faz distinção entre PÚBLICO e PRIVADO, pois
essa distinção diz respeito não apenas o que se pode encontrar aí, mas o que se pode faz com
aquilo que é encontrado.
O espaço da terra é aquele eminentemente dotado da possibilidade de ser apropriado
privadamente (o que é premissa básica para a existência do processo de acumulação e o seu
oposto, a incidência da exclusão social) sendo meio de produção importante e geograficamente
imutável. A apropriação privada favorece que a decisão sobre o que fazer no território esteja
diretamente sob o crivo do seu dono e a ausência de uma boa regulação social e medidas
fiscalizatórias tem levado esse direito ao status de abuso destrutivo. A ‘febre’ por concreto nas
cidades as tornam inviáveis na infraestrutura urbana, o poder público sempre correndo atrás dos
abusos do empreendor-loteador-construtor. A ‘febre’ por produção no campo é devastador das
matas, dos solos, da biodiversidade florística e faunística.
O espaço da terra pode, assim, ser
subdividido em meio rural e meio urbano e ambos podem estar sendo conduzidos por padrões,
culturalmente estabelecidos, igualmente preocupantes.
Aos profissionais no tema ambiental, as pesquisas científicas têm indicado, no meio rural, a
necessidade de que as competências se dirijam para os aspectos agrários, isto é, estarem aptas
para envolver-se com a transformação das formas atuais de apropriação dos fatores de produção,
desde a redefinição fundiária (reforma agrária) até a avaliação dos impactos das novas tecnologias
de produção agropastoril
(do satélite que monitora
a necessidade de água das lavouras ao
desenvolvimento de biomassa para o ‘gado verde’ brasileiro).
Mas, se a contraposição ao espaço da terra é o espaço da água, caracterizado como território
onde vige o BEM PÚBLICO – o que significa a necessidade de políticas que promovam o acesso a
todos e a sua preservação, o que costuma ser tratado como aspectos contraditórios -, a água não
está ‘solta’ da terra, mas está em estreita relação com o que nela se faz, seja ela urbana ou rural.
Enfim, saber até onde vai o tema ambiental é um esforço constante de desagregação de
variáveis, traduzindo-as em conceitos e, depois, reagregá-las, estabelecendo um sentido lógico para
um determinado tipo de atuação profissional.
Uma ilustração do esforço de interface necessária, a qual o profissional da Engenharia
Ambiental poderia se tornar competente, numa conjuntura de combate de fome, é a necessidade de
se pensar a produção de alimentos. De uma forma mais rasa, são economistas e engenheiros
agrícolas os que se acham competentes à estimação da produção. Olhando mais de perto, os
estudos de ambos, feitos isoladamente, costumam apresentar-se num abstrato biofísico, anunciando
cenários que mal ultrapassam o olhar sobre a safra. Para além da safra, os aspectos ecossistêmicos,
climáticos, geomorfológicos, hidrológicos, num nível macro (regional, nacional, global) ficam sempre
comprometidos porque os processos socioambientais mais amplos fogem ao foco do empreendedor
e seu assistente técnico em agricultura e as ferramentas quantitativo-monetárias do economista. Por
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conseguinte, ambos frustam a expectativa de seus conhecimentos servirem de base para uma nova
direção de gestão pública sobre esse espaço e de referência dessa para a gestão privada. Esse é o
espaço no qual o profissional da Engenharia Ambiental pode crescer, pois é necessário ser ocupado.
Outro exemplo é a respeito do que ocorre no espaço da terra na sua porção urbana, onde os
problemas de habitação popular, trânsito, combate à pobreza, combate às enchentes, às epidemias,
responsabilidade corporativa, estão deveras fragmentados. A não ser o caso de trabalhos
relacionados ao tema de habitação/autoconstrução (relacionados ao conforto térmico, à geração
novos materiais, como adobe/algas), em que o alcance social e as implicações ambientais estão
entremeadas, os demais temas abrem campos ricos e pouco explorados dessa interface.
Por fim, há, no espaço da água, aquele que representa o do bem público e, portanto, o de
política por excelência, um desafio bem consistente. Embora, a princípio, tal espaço ofereça-se ao
acesso de todos - uma vez que a água precisa sê-lo, como suporte para a vida -, sua adversa
distribuição social e geográfica torna-o o mais incisivamente disputado, numa intervenção do Estado
cada vez menos efetiva. O uso de instrumentos recentes de regulação que buscam proteger o
interesse público nem sempre garante um bom ajuste no grau de assédio ao recurso por parte do
interesse privado. Daí, ser imperioso que quadros qualificados entendam das características sociais
e políticas dos atores que lutam pelo direito de acesso à água, suas estratégias de
sobrevivência/acumulação, as condições bio-físico-químicas dos recursos hídricos que disputam bem como o impacto dessa disputa sobre os seres hidróbios -, as implicações do uso de
determinadas técnicas de captação e descarte. Entendam isso de forma integrada, pois é dessa
integração, lastreada num conhecimento complexo, que depende uma formulação e implementação
de política exitosa em termos de equidade social e sustentabilidade ambiental.
O Engenheiro Ambiental tem o desafio de vencer o hábito do diálogo entre os iguais, no refúgio
constante do conhecimento especializado - que se oferece como climatologia strictu, hidrologia
strictu, ecologia strictu, geomorfologia strictu -, e aceitar o desafio de conversar com os diferentes
achando o ponto em comum. Quanto menos melindrado se sentir, mais conhecimento complexo está
apto a assimilar, e é no complexo que estão as saídas sustentáveis de políticas públicas e gestão
territorial.
Há, por fim, outras interfaces que merecem ser consideradas numa perspectiva de
fortalecimento das condições de encontro entre as demandas sociais e o profissional na área
ambiental, que são interfaces entre o conhecimento e a ética. Vivemos numa circunstância de
retorno às várias barbáries que resultam na perda do direito à vida e a integridade dos ecossistemas,
de práticas de descuido com mananciais e com os recursos hidróbios que dele dependem. O Brasil
apresenta uma perda média de 60% da água tratada, segundo o Programa de Modernização do
Setor de Saneamento (PMSS), o que repercute não apenas nos preços – que introjetam os custos
das perdas do sistema – mas impacta o contexto ambiental e social de forma deletéria. A
convivência com as contradições entre a escassez e o desperdício do recurso, entre o preço alto e
populações sem renda e/ou empobrecidas, além dos impactos ambientais que decorrem do uso
intensivo e sazonal do território, no caso do turismo, colocam ao profissional da Engenharia
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Ambiental um desafio de afrontar práticas tradicionais que estão sedimentadas tanto no
conservadorismo quanto numa modernidade egoísta e perdulária.
Para concluir
Um questionamento acadêmico sobre quais são as interfaces possíveis entre os temas de
‘políticas públicas’ e ‘meio ambiente’ não é apenas lícito, mas necessário. Deve partir da busca de
integração entre conhecimentos disciplinares focalizando também integradamente o Espaço da
Terra, o Espaço da Água, e nesses, reconhecer o Espaço do Cidadão. O bom profissional, dentro de
um projeto sustentável de nação, é o que garante o Espaço do Cidadão.
É a partir das urgências e interesses da sociedade que a ciência se desenvolve. Da mesma
forma, é o profissional graduado. Uma das urgências que temos é a de reforçamento da soberania
nacional sem perder as oportunidades do processo de globalização; promover na autodeterminação
de pequenos grupos sem que haja a desintegração da sua identidade. Ambos passam pelos
recursos territoriais, biofisicos, culturais, políticos, e pelos usos que a sociedade escolhe dar para
eles.
É no reconhecimento da necessidade de afirmação do Espaço do Cidadão que germina o
fortalecimento do espaço da democracia, em que ocorre a descoberta das relações de deveres e
direitos para com o coletivo e emana o sentimento de que o espaço público precisa ser resguardado
para a fruição de toda a nação. O profissional formado na Universidade Pública precisa devolver,
como compromisso social, uma prática que devolva o sentido bom do desenvolvimento que se
perdeu entre as idéias caducas que ainda persistem.
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A ETE Monjolinho
Engenheiro José Ventura – Empresa SEREC
A
ETE
cidade
de
Monjolinho,
São
Carlos,
destinada
constitui
a
tratar
antiga
a
quase
ambição
totalidade
local,
cujos
dos
esgotos
primeiros
da
passos
começaram a se desenvolver a partir de 1990.
A ETE apresenta uma característica peculiar porque poderá tratar os esgotos de praticamente
100% da área urbana, sem necessidade de qualquer unidade de bombeamento ao longo do sistema
coletor-interceptor, a uma relativamente pequena distância da cidade.
Outra característica importantíssima é que representa a sedimentação de uma tecnologia
recente, com grande grau de desenvolvimento nacional, e ampla aplicabilidade em nosso território,
com apreciável economia nos investimentos iniciais e despesas de custeio, quando comparada com
unidades semelhantes utilizadas nos grandes centros e no exterior que empregam o tradicional
processo de lodos ativados, mesmo em suas mais modernas versões.
O processo de tratamento utilizado na ETE Monjolinho tem alicerces em pesquisas e estudos
desenvolvidos na Escola de Engenharia de São Carlos, em particular pelos Profs Drs. José Roberto
Campos, Marco A. Penalva Reali, e Luis Daniel.
A SEREC orgulha-se de ter encampado, com certa antecedência em relação ao mercado de
Consultoria, a iniciativa desses notáveis Professores, e ter contribuído, ainda que de forma modesta,
com o desenvolvimento e sobretudo aplicação prática, do sistema de tratamento em apreço, sem
jamais olvidar dos demais processos, conforme a análise de adequabilidade em cada caso.
O processo emprega UASBs, sigla em inglês, para os reatores Anaeróbios de Fluxo Ascendente
e Manta de Lodo, seguidos de Flotação, e no caso da ETE Monjolinho apresenta diversas outras
facilidades capazes de incrementar a qualidade do processo, e ampliar-lhe a eficácia, no controle de
parâmetros ainda não exigidos para a classe em que se situa hoje o RIo Monjolinho, mas que
poderão sê-lo, em futuro próximo, quando se lograr alterar-lhe a classe para uma de qualidade
superior.
A execução da ETE foi concebida, no que se refere às grandes unidades da fase líquida do
processo de tratamento (reatores UASBs, floculadores e flotadores), em módulos e em etapas.
Para tanto, optou-se por um módulo de tratamento com capacidade para atender uma vazão
média de 318 l/s, e uma vazão máxima de 525 l/s.
A ETE seria implantada em duas etapas. Na primeira, com alcance até o ano 2015, seriam
implantados dois módulos de tratamento, que poderiam atender uma vazão média de 636 l/s e uma
vazão máxima de 1.050 l/s. Na 2ª etapa, com alcance até o ano 2031, seria implantado mais um
módulo de tratamento, que ampliaria a capacidade da estação, para atender uma vazão média de
954 l/s e uma vazão máxima de 1.575 l/s.
O layout da estação foi montado com espaço para comportar uma eventual 3ª etapa, onde seria
implantado mais um módulo de tratamento, de acordo com o planejamento da FIPAI. A ETE, nesta
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configuração final, poderia atender uma vazão média de 1.272 l/s e uma vazão máxima de 2.100 l/s,
previstas para o ano 2055.
O processo de tratamento da ETE seria também implantado em fases. Na primeira fase seria
implantado um processo que permitiria a remoção de 90% de DBO dos esgotos brutos e a produção
de um efluente tratado com concentração de oxigênio dissolvido mínimo de 7 mg/l. Na 2ª fase o
processo seria complementado para remoção de fósforo, amônia, nitrogênio e coliformes.
Na 1ª fase seria implantado o tratamento preliminar, seguido de reatores UASBs, flotação por ar
difuso e pós-aeração. Os lodos excedentes dos reatores UASBs e os lodos produzidos pela flotação
seriam encaminhados para desidratação mecânica. Os materiais removidos no tratamento preliminar
e os lodos desidratados seriam encaminhados para aterros sanitários.
Na 2ª fase a ETE seria complementada introduzindo-se um sistema de lodos ativados após os
reatores UASBs e um sistema de desinfecção com luz ultravioleta no efluente final. O sistema de
lodos ativados seria formado por tanques de aeração com ar difuso, montados entre os reatores
UASBs e a flotação. O lodo flotado seria continuamente recirculado para a entrada dos tanques de
aeração e o lodo excedente do processo seria encaminhado para desidratação ou, alternativamente,
para os reatores UASBs. O lodo excedente dos reatores UASBs seria encaminhado para
desidratação mecânica. O sistema de desinfecção seria introduzido entre a flotação e a pós-aeração.
A 2ª fase poderia ser implantada em qualquer etapa prevista para a ETE, não sendo necessário
concluir as obras de 1ª fase para dar início às da 2ª fase. Para tanto, as unidades da 2ª fase foram
moduladas e estagiadas da mesma maneira que as unidades da 1ª fase.
Assim, cada módulo de tratamento da fase líquida na 1ª fase seria formado por um reator UASB,
um floculador e um flotador. Na 2ª fase cada módulo seria formado por um reator UASB, um tanque
de aeração, um floculador e um flotador.
O tratamento preliminar seria implantado em duas etapas, com dois módulos independentes, um
com capacidade para a 1ª etapa, e outro com capacidade para a 3ª etapa. As demais unidades, de
menor porte, não foram moduladas, e deverão ter suas obras civis implantadas na 1ª etapa com
equipamentos implantados eventualmente em etapas.
Assim, em linhas gerais, na 1ª etapa da 1ª fase seriam implantadas as seguintes unidades:
Uma caixa de chegada de esgotos brutos;
Um sistema para eventual dosagem de soda nos esgotos brutos;
Um módulo de tratamento preliminar, formado por grade mecanizada grosseira, grade fina ou
peneira, caixas aeradas retentoras de areia e gordura, reator para degradação de gorduras, e um
sistema para controle de odores na unidade;
Dois módulos de reatores UASBs, cada módulo composto por 4 reatores operando em
paralelo;
Um sistema para queima de biogás produzido pelos reatores UASBs;
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Um sistema para dosagem e mistura rápida de coagulantes no esgoto afluente a flotação;
Dois floculadores mecanizados;
Dois flotadores de ar difuso, circulares e com remoção mecanizada de lodo;
Uma casa de saturação para produção de água saturada com ar necessária à flotação;
Uma calha Parshall para medição da vazão do efluente final;
Uma escadaria hidráulica para pós-aeração;
Uma elevatória de lodo flotado, entre os dois flotadores;
Uma casa de desidratação de lodos;
Uma elevatória de drenagem;
Uma ETA de serviço para produção de água de serviço para uso interno da ETE a partir do
efluente da estação;
Um reservatório elevado com câmaras independentes de água potável e água de serviço;
Unidades auxiliares tais como portaria, casa de operação e edificações necessárias ao
sistema elétrico e de instrumentação.
No layout foi previsto espaço para implantação eventual de um sistema de geração de energia
com a utilização do biogás dos reatores UASB, e para implantação de uma eventual ETA de reuso
que poderá produzir água para uso externo a partir da água de serviço.
Na 2ª etapa da 1ª fase seriam implantadas as seguintes unidades adicionais: um módulo de
tratamento preliminar; um módulo de reatores UASB; um floculador; um flotador; uma nova casa de
saturação; e uma escadaria hidráulica para pós-aeração.
Na eventual 3ª etapa da 1ª fase seriam implantadas as seguintes unidades adicionais: um
módulo de reatores UASBs; um floculador; um flotador; e complementação dos equipamentos da
casa de saturação da 2ª etapa.
Na 2ª fase, seriam implantadas as seguintes unidades adicionais por etapa de implantação da 1ª
fase:
- 1ª etapa:
2 tanques de aeração;
1 casa de sopradores;
2 elevatórias periféricas para os 2 flotadores da 1ª fase;
1 casa de desinfecção com luz ultravioleta.
- 2ª etapa (até o ano 2031):
1 tanque de aeração;
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complementação dos equipamentos da casa de sopradores;
1 elevatória periférica para o flotador da 2ª etapa da 1ª fase;
complementação dos equipamentos da casa de desinfecção.
- 3ª etapa (até o ano 2050)
1 tanque de aeração;
complementação dos equipamentos da casa de sopradores;
1 elevatória periférica para o flotador da 3ª etapa da 1ª fase;
complementação dos equipamentos da casa de desinfecção.
Processos Físico-Químicos Associados a Processos Biológicos para
Tratamento de Esgoto Sanitário
Prof. Dr.Marco Antonio Penalva Reali, Departamento de Hidráulica e Saneamento EESC/USP.
A partir dos aspectos fundamentais envolvidos em qualquer sistema de tratamento de águas
residuárias, são colocadas as principais opções no que se refere às etapas de conversão e de
separação de fases nesses sistemas. Devido ao pouco tempo disponível para a palestra-cerca de
trinta minutos- não é viável uma abordagem mais profunda acerca de todos os processos químicos e
operações unitárias possíveis de serem adotados em sistemas de tratamento de esgoto (adsorção,
processos oxidativos, membranas,etc). Assim, procurou-se focalizar apenas os principais aspectos
envolvidos na técnica que associa o tratamento físico-químico por flotação com tratamento biológico
anaeróbio em sistemas de tratamento de esgoto. São apresentados os principais conceitos
relacionados a essa técnica, com ênfase na remoção de fósforo, de material coloidal residual e de
sólidos em suspensão. Finalmente são abordados os principais resultados de pesquisas realizadas
junto ao Departamento de Hidráulica e Saneamento da EESC-USP acerca da técnica de tratamento
de esgoto que associa o processo de coagulação/flotação, flotação com processos biológicos
anaeróbios, comentando suas vantagens e desvantagens, e com a colocação de exemplos de
aplicação dessa nova técnica em recentes projetos de Estações de Tratamento de Esgoto no Brasil.
Tratamento Físico-Químico do Efluente de Reatores Anaeróbios por Flotação por
Ar Dissolvido (F.A.D)
Nas últimas décadas verificou-se a predominância de Estações de Tratamento de Esgotos
Sanitários que incorporam reatores biológicos e unidades de sedimentação no fluxograma de
tratamento. Assim, o interesse pela prática de tratamento físico-químico de esgotos sanitários
permaneceu relativamente estagnado, voltando à tona apenas recentemente, motivado por algumas
vantagens significativas inerentes a incorporação de unidades de flotação por ar dissolvido em lugar
das unidades de sedimentação. Dentre tais vantagens, podem ser citadas: maior facilidade de
controle operacional, grande resistência a agentes tóxicos e elevada eficiência na remoção de
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fósforo, de material coloidal e de sólidos suspensos. Tais assertivas foram comprovadas em recentes
estudos realizados na EESC-USP sobre tratamento, por flotação, dos efluentes de reatores
anaeróbios alimentados com esgoto sanitário, os quais são comentados ao longo do presente texto.
Adicionalmente, vale ressaltar que a flotação constitui processo de alta taxa, exigindo pequena
área para implantação, produzindo lodo já espessado (com teor de sólidos acima de 4% em peso), e
que apresenta enorme versatilidade operacional e rapidez de entrada em regime. Assim, o emprego
do tratamento físico-químico por flotação como pós-tratamento de efluentes líquidos de reatores
biológicos confere enorme grau de segurança ao sistema como um todo, pois resiste a cargas de
choque e "picos" instantâneos de vazão, permitindo a obtenção de efluente final com excelente
qualidade, com baixo consumo de agente químico coagulante.
A utilização de coagulantes apropriados, como por exemplo, cloreto férrico e cal, pode viabilizar a
disposição, no solo, do lodo gerado, atuando como corretivo de acidez do solo.
Alternativamente, caso se pretenda minimização na geração de lodos, podem-se empregar
polímeros sintéticos em dosagens bem menores que aquelas referentes ao cloreto férrico e cal.
Esse tipo de solução além de produzir efluente final com características que atendem a
legislação ambiental, poderá também em certos casos, após desinfecção com radiação ultravioleta,
permitir reuso da água.
Conforme mostrado no esquema da Figura 6, o efluente do reator biológico anaeróbio é
encaminhado a câmaras de floculação mecanizada (em série) após receber a adição de cloreto
férrico e de cal em dispositivo especial para promover a mistura adequada desses produtos. Esses
coagulantes têm suas soluções/ suspensões preparadas e dosadas empregando-se equipamentos
adequados, instalados em uma pequena "casa da química", situada anexa às unidades de
floculação/flotação.
Assim, o efluente do reator anaeróbio, após receber o coagulante, é encaminhado para unidade
de floculação (dotada de agitadores lentos mecanizados). Em seguida ao processo de floculação, o
despejo líquido terá acesso à unidade de flotação por ar dissolvido, onde, logo na entrada, será
misturado ao líquido de recirculação, proveniente da câmara de saturação. O líquido de recirculação
será distribuído ao longo da largura do flotador através de dispositivos de despressurização,
responsáveis pela precipitação das microbolhas de ar que atuam como agentes da flotação.
Dessa forma, as microbolhas colidindo e aderindo aos flocos previamente formados aumentam o
seu empuxo, provocando o deslocamento dos mesmos em direção à superfície da unidade de
flotação, formando uma camada de lodo flotado.
Esse lodo é então encaminhado, por intermédio dos raspadores de superfície, em direção à
canaleta de coleta existente na extremidade do flotador, de onde é destinado a um tanque de
armazenamento de lodo e, em seguida recalcado para os leitos de secagem. O fundo do flotador é
construído com a forma de tronco de pirâmide dotado de tubulações de descarga, com a finalidade
de acumular os sólidos que porventura venham a sedimentar. Tais sólidos deverão ser descartados,
através de descargas esporádicas, para o mesmo tanque de armazenamento de lodo flotado.
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Por sua vez, o líquido clarificado, escoando por baixo de um anteparo de saída, será coletado
através de vertedores apropriados e encaminhado para fora da unidade constituindo o efluente final
tratado.Uma pequena parcela do efluente tratado é encaminhada através de uma bomba de alta
pressão (de 4,0 a 5,5 kgf/cm2), para o interior da câmara de saturação. Nessa câmara, ocorrerá a
mistura de ar comprimido, com conseqüente dissolução do mesmo à massa líquida (a alta pressão),
a qual é subseqüentemente recirculada e misturada à água floculada, conforme descrito
anteriormente.
Nesse tipo de instalação é produzido lodo flotado que deve ser armazenado em um tanque
apropriado, do qual deve ser encaminhado para unidades de desidratação de lodos.
Os efluentes líquidos do sistema de flotação já estarão tratados, em termos de remoção do
conteúdo de matéria orgânica e fósforo, porém ainda há a necessidade de se efetuar sua
desinfecção.
Para uma melhor compreensão do processo de flotação, a seguir são comentados alguns dos
principais aspectos de tal processo, com ênfase à sua aplicação como pós tratamento físico-químico
de efluentes de reatores biológicos tratando esgoto sanitário.
Modalidades de Sistemas de Flotação por Ar Dissolvido
Os sistemas FAD são utilizados de três formas, dependendo do método de pressurização
empregado: pressurização total, parcial e com recirculação, como ilustra a Figura 1.
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Na flotação por ar dissolvido com pressurização total do efluente a totalidade de vazão afluente é
pressurizada. Normalmente, é utilizada quando o líquido a ser clarificado possui material em
suspensão que possa ser submetido à intensa agitação que ocorre na bomba de pressurização
(Figura 1a).
A flotação por ar dissolvido com pressurização parcial do afluente é semelhante ao caso anterior,
diferindo apenas no fato de que, neste caso, somente uma parte da vazão afluente é pressurizada
(Figura 1b).
Na flotação por ar dissolvido com recirculação pressurizada ocorre a pressurização uma parcela
do afluente já clarificado, recirculando e misturando a mesma com o afluente. Esta variação é
aconselhável nos casos onde estão presentes no afluente partículas frágeis (flocos, por exemplo), as
quais sejam suscetíveis de quebra de estrutura ao passarem pela bomba (Figura 1c).
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A modalidade mais comumente empregada no tratamento de águas residuárias e de
abastecimento é a flotação por ar dissolvido com recirculação pressurizada. Isto se deve
principalmente por se ter a presença de flocos (frágeis) formados pela coagulação prévia das
partículas a serem submetidas à flotação. Tais flocos não resistiriam aos esforços cisalhantes
inerentes às outras modalidades. Desta forma, neste capítulo serão comentados apenas os aspectos
operacionais e de projeto relacionados a essa modalidade de flotação, e que será designada
simplesmente por FAD. A Figura 5 ilustra um esquema típico de sistema FAD aplicada ao tratamento
de águas residuárias precedido de coagulação química.
A faixa de tamanho de flocos requeridos para o bom desempenho de flotação é bem menor que
aquela exigida pela sedimentação. Assim, as unidades de floculação que antecedem os flotadores
são bem menores, podendo ser projetadas com tempo de detenção na faixa de 8 a 25 minutos,
bastante inferior à faixa exigida pelos floculadores que antecedem aos decantadores (25 a 45 min).
Além do menor tempo de floculação, as unidades de FAD também requerem usualmente
menores dosagens de coagulantes, resultando em diminuição de custos para o sistema. Tal
economia pode muitas vezes compensar o gasto de energia adicional que se tem no processo de
geração de microbolhas.
O sistema de geração de microbolhas é constituído de uma câmara de saturação (ver Fig. 6) que
recebe uma pequena parcela da vazão efluente do flotador (na faixa de 4 a 10%), a qual é
pressurizada por bomba centrífuga (pressão usualmente na faixa de 3,5 a 6,0 kgf/cm2). No interior
da câmara de saturação pressurizada existe um "colchão de ar” formado pela introdução de ar
comprimido e controlado por válvulas especais ou eletrodos. A água ao passar pelo "colchão de ar”
sob pressão dissolve parcela do ar até atingir certo grau de saturação, e em seguida é encaminhada
à unidade de flotação (ver Figura 6).
Na entrada do flotador, a recirculação saturada, proveniente da câmara de saturação, é
despressurizada em dispositivos especiais e misturada à suspensão de flocos que sai dos
floculadores. Ao ser bruscamente despressurizada, a massa de água saturada libera o ar
anteriormente dissolvido, na forma de minúsculas bolhas de ar, as quais, colidindo com os flocos
promoverão a flotação dos mesmos.
A quantidade máxima teórica de ar capaz de ser dissolvido na câmara de saturação é definida
pela Lei de Henry:
C = KH * P
em que, C: Concentração do gás (mol/l ou mg/l)
KH: Constante de equilíbrio, ou coeficiente de lei de Henry, que depende da temperatura do
líquido (mol/l.atm ou mg/l.atm)
P: pressão parcial do gás (atm)
Ou seja, a concentração de ar na água vai depender da pressão e da temperatura no interior da
câmara. Quanto maior a pressão, maior a concentração de ar dissolvido, e quanto maior a
temperatura, menor essa concentração.
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Em comparação à sedimentação, a flotação constitui processo de alta taxa, pois admite a
aplicação de taxas bem maiores, na faixa de 120 a 300 m3/m2.dia.
Tamanho das Bolhas
Um dos fatores essenciais que determinam o sucesso de sistemas FAD é o tamanho das
microbolhas de ar presentes no flotador. A faixa recomendada de tamanho de microbolhas situa-se
entre 10 a 100 µm, sendo desejável que a maior parte esteja em torno de 50 µm ou menos.
É importante que a "nuvem" de microbolhas de ar produzidas na entrada das unidades FAD
sejam uniformemente distribuídas, permitindo que essas microbolhas exerçam seu papel com o
máximo de eficiência. A principal função das microbolhas de ar no processo FAD é, conforme já
comentado, diminuir a densidade dos conjuntos "flocos + bolhas" em relação à da água e dessa
forma, quanto maior o volume de bolhas ligadas aos flocos (ou sólidos), menor a densidade relativa e
maior a velocidade descendente dos conjuntos "flocos + bolhas". Outra função secundária das
microbolhas, quando o processo FAD é empregado para tratamento de esgotos, é o aumento do
nível de oxigênio dissolvido no esgoto tratado, além do arraste de parcela dos gases odoríferos para
fora do efluente final.
A título de ilustração da importância do tamanho das microbolhas atuantes no processo FAD, na
Tabela 1 são mostrados valores de concentração de microbolhas (Nb, em no de bolhas por mL de
suspensão no interior da zona de reação). Para o cálculo dessas grandezas, foi utilizada a
modelação do processo de flotação proposto por REALI (1991 e 1994).
Com relação aos dados mostrados na Tabela 1, pode ser visto que para a flotação por ar
dissolvido, quanto menor o tamanho médio das microbolhas de ar geradas no interior do flotador,
mais eficiente será o processo, pois maior será a probabilidade de colisão entre as bolhas de ar e os
flocos em suspensão e maior também a chance de se ter uma ligação mais estável entre as
microbolhas e os flocos. Esse último fato se deve ao fato de que a velocidade ascensional cresce
diretamente com o quadrado do diâmetro das microbolhas. Assim, bolhas maiores tenderão a se
desprender mais facilmente da superfície dos flocos, após a colisão, devido à suas maiores
velocidades ascensionais.
Além disso, segundo ETTELT (1964), bolhas de ar menores necessitam deslocar menos líquido
da superfície dos sólidos (flocos) aos quais devam aderir, sendo, portanto, mais fácil sua aderência
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que a das bolhas maiores. Ademais, devido às menores velocidades ascensionais das bolhas
menores, as mesmas apresentam maior tempo de permanência no interior do flotador, melhorando
apreciavelmente a oportunidade de contato entre as bolhas e os flocos a serem removidos.
A título de ilustração, pode ser destacado que uma bolha de ar com diâmetro igual a um décimo
do diâmetro de outra bolha, eqüivaleria um tempo de detenção 100 vezes maior que o tempo de
detenção relativo à bolha maior.
Assim, evidencia-se a grande importância que os dispositivos de despressurização da
recirculação apresentam em sistemas FAD. Tais dispositivos são os maiores responsáveis pela
definição da distribuição de tamanhos de microbolhas de ar a serem geradas na zona de reação dos
flotadores. A Figura 2 ilustra a importância do dispositivos de despressurização da recirculação, para
dois tipos diferentes de dispositivo de liberação da recirculação, um deles constituído de um bocal
patenteado pelo Water Research Centre, Inglaterra, e o outro, constituído de uma simples válvula de
agulha (ZABEL, 1982).
A Coagulação e Floculação
Para que a flotação de águas residuárias tenha sucesso, além da presença de microbolhas de ar
com distribuição de tamanho adequada, é necessário que se promova a coagulação química e a
floculação das partículas dispersas na água.
Segundo ODEGAARD (1979), o processo de formação e separação dos flocos pode ser dividido
em três etapas: coagulação/precipitação, floculação e separação (sedimentação, flotação ou
filtração). Em todas as etapas há a formação de flocos, mas a formação inicial ocorre na primeira
etapa. Após a coagulação, as partículas possuem tamanhos na faixa entre 0,5 µm e 5 µm e são
denominadas partículas primárias. Na segunda etapa (floculação), as partículas primárias agregamse em conseqüência das colisões promovidas, ocorrendo à formação de flocos maiores, na faixa
entre 100 µm e 5000 µm.
No processo de coagulação, a etapa de desestabilização é consumada em questão de segundos,
durante a mistura rápida do coagulante, a qual relaciona-se com a química do processo, enquanto
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que na floculação dos flocos, etapa que demanda tempo superior a alguns minutos, prevalece os
aspectos físicos (colisões e crescimento dos flocos). Quando sais de ferro, sais de alumínio ou cal
são adicionados às águas residuárias, ocorrem pelo menos dois processos diferentes e de interesse
ao tratamento: coagulação (ou desestabilização) das partículas (colóides) e precipitação de fosfato
solúvel.
O processo de coagulação é responsável pela separação das impurezas associadas a partículas,
causando remoção de DBO no esgoto bruto entre 70% e 75% e remoção de sólidos suspensos
entre 95% e 98% (ODEGAARD, 1979). Ainda segundo o referido autor, a maioria dos
contaminantes na água residuária é constituída por partículas sólidas ou estão associadas a elas.
As partículas suspensas nas águas residuárias variam seu tamanho entre 0,005 µm a cerca de
100 µm. A dupla camada elétrica existente em sua superfície impede a ligação das partículas
coloidais entre si. A desestabilização química é conseguida através da adição de produtos químicos
desestabilizantes (coagulantes) que aumentam a tendência de agregação ou fixação dos colóides.
Os coagulantes mais comuns são sais de ferro ou de alumínio, cal e polímeros orgânicos sintéticos.
Mecanismos de Coagulação
Há quatro mecanismos diferentes de coagulação: compressa da camada difusa, adsorção e
neutralização de cargas, varredura e adsorção e formação de pontes. Segundo ODEGAARD (1979),
todos esses mecanismos, com exceção do primeiro, podem ocorrer no tratamento de águas
residuárias.
Adsorção e Neutralização de Cargas. As macromoléculas naturais ou sintéticas (polieletrólitos)
apresentam uma forte tendência de agregação nas interfaces. O sais de Fe3+ e Al3+ utilizados como
coagulantes são considerados polieletrólitos porque formam elementos hidrolisados polinucleares,
Meq(OH)nz+, que são prontamente adsorvidos na interface partículaágua.
Quando uma quantidade de sais de Fe3+ ou de Al3+ é adicionada à água residuária e esta
quantidade é suficiente para exceder a solubilidade máxima do hidróxido do metal correspondente,
uma série de reações hidrolíticas ocorrem, originando desde a produção de Al(OH)2+ ou de
Fe(OH)2+, por exemplo, até a formação de precipitados de hidróxidos de metais.
Nas águas residuárias, dosagens de Fe3+ ou de Al3+ suficientes para exceder a solubilidade
máxima do hidróxido de metal são sempre empregadas. Por essa razão, é plausível considerar que a
desestabilização dos colóides neste sistema é proporcionada pelos complexos de Fe3+ ou de Al3+
que são cineticamente intermediários na eventual precipitação do hidróxido de metal. A quantidade
de polímero adsorvido e, conseqüentemente, a dosagem de coagulante necessária para
proporcionar a desestabilização dos colóides depende da quantidade de colóides presentes. Há,
então, uma dependência “estequiométrica” entre a dosagem de coagulante e a concentração de
colóides. Essas interações químicas específicas contribuem significativamente para a adsorção e a
desestabilização coloidal é facilmente constatada a partir da verificação de que esses coagulantes,
em dosagem adequada, podem causar a reversão das cargas coloidais (ODEGAARD, 1979).
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Varredura. Quando um sal de metal, tal como sulfato de alumínio ou cloreto férrico, ou um óxido
(CaO) ou hidróxido de metal, tal como Ca(OH)2, são empregados como coagulantes em
concentrações suficientemente altas para causar a rápida precipitação de um hidróxido de metal,
Al(OH)3 e Fe(OH)3, por exemplo, ou de um carbonato de metal, CaCO3, as partículas coloidais são
envolvidas pelos precipitados e, como este mecanismo não depende da neutralização de cargas dos
colóides, a dosagem ótima de coagulante pode não corresponder à concentração de colóides a ser
removida (ODEGAARD, 1979).
Adsorção e Formação de Pontes. Há uma grande variedade de compostos orgânicos sintéticos
e naturais caracterizados por grandes cadeias moleculares, que possuem propriedade de apresentar
sítios ionizáveis ao longo da cadeia e de atuar como coagulantes. Os polímeros podem ser: (i)
catiônicos, possuem sítios ionizáveis positivos, (ii) aniônicos, possuem sítios ionizáveis negativos, (iii)
não iônicos, não possuem sítios ionizáveis e (iv) anfolíticos, possuem sítios ionizáveis positivos e
negativos. Os polímeros catiônicos tendem a atuar na neutralização das cargas negativas dos
colóides das águas residuárias e geralmente têm peso molecular da ordem de 105. Os polímeros
não iônicos e aniônicos atuam na formação de pontes partícula-polímeropartícula e requerem peso
molecular maior que 106 para serem efetivos (ODEGAARD, 1979).
Produtos Químicos Empregados
O grau de clarificação do efluente final depende da quantidade utilizada de coagulante e o
cuidado com que o processo é operado. É possível obter efluentes bastante clarificados, livres da
matéria orgânica em suspensão ou em estado coloidal. Remoções de 80 a 90% de sólidos
suspensos totais, de 40 a 70% de DBO5, de 30 a 60% de DQO e de 80 a 90% das bactérias podem
ser alcançadas através da precipitação química seguida de remoção dos flocos. Os produtos
químicos adicionados às águas residuárias interagem com as substâncias que estão normalmente
presentes no meio através das reações abaixo (METCALF; EDDY, 1991):
Sulfato de alumínio. Quando adicionado à água residuária contendo alcalinidade a bicarbonato
de cálcio, a reação resultante pode ser assim descrita:
Caso a alcalinidade disponível seja insuficiente, deve ser adicionada. A cal é comumente
utilizada para este fim, mas raramente essa medida é necessária no tratamento de esgotos
sanitários.
O conhecimento da solubilidade das diversas espécies hidrolisadas de alumínio presentes em
diferentes valores de pH é de grande importância pois os mecanismos da coagulação dependem da
concentração de cada espécie na solução.
Cal. Quando a cal é adicionada ao efluente, ocorrem as seguintes reações:
Cloreto férrico. As reações para o cloreto férrico no tratamento de águas residuárias são:
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O conhecimento da solubilidade das diversas espécies hidrolisadas de ferro presentes em
diferentes valores de pH é de grande importância pois os mecanismos da coagulação dependem da
concentração de cada espécie na solução.
Cloreto férrico e cal. Quando o cloreto férrico e a cal são utilizados simultaneamente, a reação
básica resultante é:
No tratamento de água em geral, o pH de coagulação deve ser otimizado para que se obtenha
eficiente clarificação do efluente, o que pode ser feito através de adição de um ácido ou de uma
base. A recomendação também é válida para os sistemas de flotação por ar dissolvido (FAD). As
condições de dosagem ótima de coagulante podem ser determinadas em equipamentos de flotação
em escala de laboratório e verificados em escala real, uma vez que o tempo de detenção hidráulica
(θh) nos sistemas de FAD são relativamente curtos (menores que uma hora). Ainda mais importante
do que a dosagem de coagulante são as condições de agitação e a manutenção do valor de pH de
coagulação adequado nas unidades de mistura rápida do coagulante. Essas unidades devem ser
projetadas de forma a permitirem a dispersão rápida e o mais uniforme possível do coagulante na
água.
Existem diversos tipos de unidades de mistura rápida, sendo as mais comuns aquelas
constituídas de tanque com agitador rápido tipo turbina (ver Figura 3) e os misturadores hidráulicos
(sem unidades mecânicas). Estes últimos, desde que bem projetados, apresentam desempenho
muito bom, com a vantagem de não apresentarem problemas de manutenção:
Dentre os misturadores hidráulicos, um dos tipos mais empregados é a "Calha Parshall". Essa
unidade, além de promover a mistura rápida, atua também como medidor da vazão de esgoto (ver
figura 4).
Em sistemas de grandes proporções, para garantia de coagulação eficiente, a mistura pode ser
realizada ao longo da tubulação afluente com aplicação do coagulante in-line, através de dispositivos
adequados.
O projeto de unidade de mistura rápida é pautado basicamente em dois parâmetros: i) gradiente,
médio de velocidade, que é relacionado diretamente à potência dissipada na água (mecanicamente
ou hidraulicamente) e; ii.) tempo de mistura rápida, de poucos segundos nas unidades hidráulicas e
usualmente de 0,5 a 3 min em unidades mecanizadas.
Após a mistura com o coagulante, o esgoto é encaminhado às unidades floculação, onde ocorre
a formação de agregados maiores (flocos) promovidos pelas colisões entre as partículas menores
formadas na unidade anterior.
Para promover a colisão entre as partículas em suspensão, pode-se tomar partido de agitadores
mecânicos (tipo turbina ou com paletas) ou agitação hidráulica. Entretanto, o grau de agitação
requerido para a floculação é bem menor que aquele da mistura rápida, pois nessa etapa, à medida
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que os flocos crescem de tamanho, tornam-se mais susceptíveis de serem "quebrados” caso se
tenha agitação mais intensa. Assim, nessa fase do tratamento, deve-se promover "agitação lenta” da
massa líquida.
As condições mais adequadas para a floculação de um determinado tipo de água ou de esgoto
podem ser obtidas com o emprego do equipamento de Flotateste (para ensaios de coagulação
visando a flotação).
Existem vários tipos de floculadores mecanizados, podendo-se citar: floculadores com agitador
tipo turbina, com agitador de eixo vertical, de eixo horizontal, alternativos, entre outros. Na Figura 6 é
apresentado floculador mecanizado com eixo vertical e paletas paralelas ao eixo associado a uma
unidade de flotação por ar dissolvido. Geralmente, com a finalidade de aumentar a eficiência da
floculação, são projetadas unidades com 2 ou 3 compartimentos dispostos em série.
Em estações de menor porte podem ser adotados floculadores hidráulicos. Nesse tipo de
unidade, geralmente, a agitação lenta é obtida através da passagem da água em "canais" que
mudam de direção constantemente. Existem várias modalidades de floculadores hidráulicos, sendo
as mais comuns os floculadores com chicanas e escoamento horizontal e floculadores com chicanas
e escoamento vertical. Este último encontra-se representado esquematicamente na Figura 5.
Da mesma forma que as unidades de mistura rápida, os floculadores são projetados levando-se
em conta principalmente (existem outros fatores) o gradiente médio de velocidade (Gf) no interior da
unidade e o tempo de floculação.
No que se à floculação de água bruta antecedendo a flotação, ZABEL (1984) comenta que a
agitação fornecida deve ser suficiente para promover a colisão das partículas primárias visando o
crescimento do floco. As unidades de floculação são constituídas, geralmente, por dois ou mais
tanques de volumes iguais associados a equipamentos de agitação lenta. O tempo de floculação
depende das características da água bruta, mas, em geral, assume valores entre 12 a 20 min.
Além disso, o grau de agitação também é muito importante e é denominado gradiente médio de
velocidade de floculação. O referido autor comenta que, em estudo realizado, o valor otimizado de
gradiente médio de velocidade de floculação foi de 70 s-1. Uma alternativa para a agitação mecânica
é a agitação hidráulica, realizada na tubulação afluente ao sistema. Com isso, o tempo de floculação
poderia ser reduzido para cinco minutos, mas o gradiente médio de velocidade deveria ser elevado
para 150s-1.
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AMIRTHARAJAH (1989), ao estudar a influência dos valores de gradiente de velocidade para a
mistura rápida (Gm), relata que os melhores resultados no tratamento com cloreto férrico de
partículas com tamanho médio de 3 µm foram conseguidos com Gm entre 700 e 1000 s-1 ou acima
de 3500 s-1. Quando o tamanho médio das partículas foi aumentado para 6 µm, os valores ótimos de
Gm variaram entre 800 e 1000 s-1 e acima de 3000 s-1. Quanto ao uso de polímeros orgânicos, o
referido autor explica que os mecanismos de coagulação resultantes da adição desses polímeros
são a neutralização de cargas e a formação de pontes entre partículas (ver Figura 7). Os valores
elevados de gradiente de mistura rápida não são essenciais para uma coagulação eficiente quando
os polímeros são utilizados pois, diferentemente dos coagulantes inorgânicos (sais de ferro ou de
alumínio, por exemplo), não ocorrem reações de adsorção dos colóides e de precipitação dos
hidróxidos, reações competitivas entre si. Além disso, valores elevados de gradiente de velocidade
podem provocar quebra dos flocos, diminuindo a eficiência da coagulação/floculação. Desta forma, o
autor indica valores de gradiente de mistura rápida entre 400 a 650 s-1 e tempo de mistura rápida
entre 30 e 60 s.
BRATBY (1982) investigou a eficiência da flotação por ar dissolvido aplicada no tratamento de
esgotos sanitários quimicamente precipitados, na Estação de Tratamento de Esgotos de Brasília –
Sul (ETEB-Sul). O sistema de tratamento existente na ETEB-Sul baseava-se no processo de lodos
ativados e o efluente final era encaminhado diretamente ao Lago Paranoá, bastante eutrofizado
naquele momento. O sistema não era capaz de tratar toda a vazão afluente (0,90 m3/s) e, desta
forma, a vazão excedente (0,45 m3/s), após sedimentação primária, era desviada do sistema de
lodos ativados e encaminhada diretamente ao Lago Paranoá. Essa operação (“bypass”) era
realizada durante todo o ano e estava prevista ampliação futura desse sistema, de modo a tratar a
vazão total afluente. Os experimentos realizados pelo autor visavam testar a possibilidade de
instalação de um sistema de flotação por ar dissolvido para tratamento da vazão excedente,
enquanto o sistema existente não fosse ampliado. Após a ampliação, o sistema de FAD poderia ser
utilizado no tratamento físico-químico terciário, como polimento final. Além disso, o sistema de FAD
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poderia atuar como tratamento convencional em caso de vazão afluente extremamente elevada e
não suportada pela ETEB-Sul. As características do esgoto, após sedimentação primária,
mantiveram-se praticamente constantes ao longo dos ensaios: DQO de 300 mg/L, sólidos suspensos
totais de 150 mg/L, fosfato total igual a 3,0 mg/L e pH ao redor de 6,5. Os experimentos foram
realizados em unidade piloto de flotação com seção circular. A introdução do coagulante e sua
mistura com o esgoto (coagulação) e a floculação eram realizadas “in-line”, na tubulação de acesso à
câmara de flotação. O autor testou três produtos químicos diferentes para o tratamento químico:
cloreto férrico, sulfato de alumínio e cal hidratada. O sulfato de alumínio foi escolhido após análise do
custo do produto químico e da qualidade do lodo gerado. Durante os ensaios, com o efluente do
decantador primário e após adição de 80 mg/L de sulfato de alumínio, o sistema de FAD removeu
97% de sólidos suspensos totais, 84% de DQO e 92% de fosfato total. Verificou-se, também, que o
tempo de detenção de 30 s no interior da tubulação durante a mistura rápida proporcionou floculação
suficiente para garantir a eficiência da flotação. Nenhuma alteração na eficiência da flotação foi
observada com a variação da pressão no interior da câmara de saturação (entre 345 e 896 kPa),
desde que a fração de recirculação fosse devidamente alterada, de forma a manter a relação
ar/sólidos ao redor de 0,12 na câmara de flotação. O teor de sólidos do lodo flotado obtido nos
ensaios chegou a 8,3%. O espessamento do lodo flotado foi realizado em filtro-prensa em escala
piloto, com três diferentes formas de condicionamento: (i) com cal, (ii) com polímero aniônico e (iii)
sem condicionamento algum. Após condicionamento com cal, o teor de sólidos do lodo espessado
atingiu 40%. Com polímero aniônico, o teor de sólidos alcançou 22%, enquanto, sem
condicionamento algum, o teor de sólidos obtido foi igual a 17%.
Fósforo no Esgoto Sanitário
ESTEVES apud PENETRA (1998) comenta que a importância do fósforo nos sistemas biológicos
deve-se a sua participação em processos fundamentais do metabolismo dos seres vivos, tais como:
armazenamento de energia (forma uma fração essencial da molécula de ATP) e estruturação da
membrana celular (através de fosfolipídeos). O fósforo é o principal fator limitante da produtividade
da maioria das águas continentais e tem sido apontado como o principal responsável pela
eutrofização artificial destes ecossistemas. Toda forma de fósforo presente em águas naturais, seja
na forma iônica, seja na forma complexada, encontra-se sob a forma de fosfato. Atualmente, a
maioria dos pesquisadores tem empregado uma classificação sumária, que agrega as várias formas
em apenas cinco: fosfato particulado (Pparticulado), fosfato orgânico dissolvido (P-orgânico
dissolvido), fosfato inorgânico dissolvido ou ortofosfato ou fosfato reativo (P-orto), fosfato total
dissolvido (P-total dissolvido) e fosfato total (P-total).
Dentre as formas de fosfato, o P-orto assume maior relevância por ser a principal forma
assimilada pelos vegetais aquáticos e pode ser encontrado sob diferentes espécies iônicas em
função do pH do meio.
Ainda segundo o autor, o fosfato presente em ecossistemas aquáticos continentais tem origem
em fontes naturais (rochas de bacias de drenagem, material particulado presente na atmosfera e
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fosfato resultante da decomposição de organismos de origem alóctone) e artificiais (esgotos
domésticos e industriais, fertilizantes agrícolas e materiais particulados de origem industrial presente
na atmosfera).
A disponibilidade de nitrogênio e fósforo nas águas superficiais tende a causar um crescimento
excessivo da vida aquática, que utiliza esses elementos para sua síntese celular (notadamente os
organismos autotróficos, como algas). Desta forma, pode ocorrer um desenvolvimento explosivo de
biomassa (autotrófica) nas águas quando nitrogênio e fósforo estão disponíveis em abundância. Esta
biomassa pode produzir oxigênio dissolvido (OD) durante o dia pela fotossíntese, mas à noite haverá
consumo de oxigênio e a concentração de OD pode atingir níveis baixos demais para sustentar a
vida de outros (macro)organismos. Essa deterioração da qualidade da água é denominada
eutrofização (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).
NESBITT (1969) faz o seguinte comentário: “O carbono, o nitrogênio e o fósforo são
elementosnutricionais necessários para a produção de algas e plantas verdes. Já que o carbono está
prontamente disponível na maioria das águas como bicarbonato e o nitrogênio pode ser assimilado
da atmosfera por algumas plantas aquáticas (além de ser de difícil remoção das águas residuárias),
o fósforo tem sido escolhido por muitos pesquisadores como um nutriente a ser controlado.
Recentemente, entretanto, alguma atenção está sendo dada ao controle de nitrogênio”. O autor
ressalta que, em 1967, 85% do fósforo afluente ao Lago Erie era proveniente de águas residuárias
municipais. O “bloom” de algas decorrente do processo de eutrofização tende a ocorrer quando a
concentração de nitrogênio e fósforo inorgânicos excede, respectivamente, 0,3 mg/L e 0,01 mg/L
(SAWYER apud METCALF; EDDY, 1991).
O fósforo presente nos esgotos sanitários é oriundo das seguintes fontes: (i) de águas pluviais
carreadoras de resíduos urbanos, (ii) de resíduos humanos, (iii) de usos comerciais e industriais e
(iv) de detergentes sintéticos e produtos de limpeza doméstica (JENKINS; HERMANOWICZ, 1991).
Os esgotos sanitários geralmente apresentam entre 4 e 15 mg/L de fósforo (METCALF; EDDY,
1991).
YEOMAN et al. (1993) relatam que o interesse pelo fósforo tem aumentado nos últimos anos
devido ao aumento da eutrofização das águas. Uma das soluções é o tratamento químico visando
especificamente a remoção de fósforo nos pontos de origem, reduzindo sua carga de lançamento
nos corpos d’água. Excelentes remoções de fósforo podem ser conseguidas utilizando coagulantes
comuns, tais como o sulfato de alumínio e o cloreto férrico, apesar das alterações na qualidade e na
quantidade do lodo produzido.
a) A química da remoção de fósforo. A remoção do fosfato das águas residuárias envolve a
incorporação do fosfato em uma forma particulada (sólidos suspensos) e, na seqüência, a remoção
dos sólidos suspensos. Os tipos de sólidos suspensos nos quais os fosfatos podem ser incorporados
são biológicos (microrganismos) ou químicos (fosfatos de metal precipitados pouco solúveis). A
precipitação química do fosfato é necessária quando os limites de emissão de fósforo são menores
do que aqueles alcançados pelo tratamento biológico. A precipitação do fosfato é conseguida pela
adição de um metal, o que acarreta a formação dos fosfatos precipitados pouco solúveis. Este metal
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pode ser o cálcio (Ca2+), o ferro (Fe2+ ou Fe3+) ou o alumínio (Al3+). Os sais normalmente
empregados são a cal (Ca(OH)2), o sulfato de alumínio (Al2(SO4)3.18H2O), o aluminato de sódio
(NaAlO2), o cloreto férrico (FeCl3), o sulfato férrico (Fe2(SO4)3), o sulfato ferroso (FeSO4) e o
cloreto ferroso (FeCl2). O conhecimento da natureza dos fosfatos formados pela adição destes
precipitantes às águas residuárias, de sua solubilidade e de suas variações de solubilidade de
acordo com as condições da solução é essencial para a previsão e o controle dos resultados da
remoção química de fosfato. Uma lista de alguns sólidos que podem ser formados é apresentada na
Tabela 2. É importante ressaltar que outros sólidos que não contenham fosfato também podem ser
formados. Durante sua formação, estes sólidos consomem uma parcela dos precipitantes e há
produção adicional de lodo. (JENKINS; HERMANOWICZ, 1991).
Os fatores que afetam a escolha de determinado produto químico visando remoção de fósforo
são: (i) concentração de fósforo afluente, (ii) concentração de sólidos suspensos na água residuária,
(iii) alcalinidade, (iv) custos do produto químico (incluso o transporte), (v) fornecimento garantido do
produto, (vi) unidades para manipulação do lodo, (vii) meios adequados para disposição final e (viii)
compatibilidade com outros processos (METCALF; EDDY, 1991).
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b) Produtos químicos empregados.
Cálcio. A cal (Ca(OH)2), quando adicionada à solução, reagirá com a alcalinidade natural do
esgoto e precipitará CaCO3, conforme a seguir.
Caso o valor de pH do esgoto aumente além de 10, o excesso de íons de cálcio reagirão com o
fosfato, conforme a seguir, para precipitar a hidroxilapatita Ca10(PO4)6(OH)2.
Por causa da reação da cal com a alcalinidade do esgoto, a quantidade de cal necessária, em
geral, será independente da quantidade de fósforo presente e dependerá basicamente da
alcalinidade do esgoto. A quantidade de cal necessária para precipitar o fósforo no esgoto é
tipicamente de 1,4 a 1,5 vezes a alcalinidade total expressa em mg CaCO3/L (METCALF; EDDY,
1991). A curva de solubilidade para o “fosfato de cálcio”, mostrada na Figura 8, é uma das muitas
que poderiam ter sido construída tendo em vista a ampla variedade possível de formação de fosfatos
de cálcio. Entretanto, a curva apresentada refere-se somente a CaCO3 (s) (calcita) e a
Ca5(OH)(PO4)3 (s) (hidroxiapatita). A curva indica que, para alcançar baixa concentração residual de
ortofosfato solúvel, o pH deve ser elevado a valores maiores que 10 (JENKINS; HERMANOWICZ,
1991).
A cal é menos utilizada no tratamento de águas residuárias por causa do aumento substancial na
massa de lodo quando comparado aos sais de metal e devido a problemas de operação e
manutenção associados à manipulação, estocagem e dosagem da cal (METCALF; EDDY, 1991).
Sais de alumínio e de ferro. Quando sais de ferro ou de alumínio são adicionados às águas
residuárias brutas, eles reagem com o ortofosfato solúvel e produzem um precipitado, segundo as
reações:
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Alumínio.
Ferro.
Em águas com baixa alcalinidade, devido ao consumo de OH-, a adição de uma base
ocasionalmente pode ser necessária para manter o pH entre 5 e 7. Os sais de alumínio e de ferro
são geralmente utilizados em uma razão molar na faixa entre 1 a 3 íons de metal para 1 íon de
fósforo. A razão molar exata de aplicação é determinada através de ensaios e depende das
características da água residuária e da remoção desejada de fósforo (METCALF; EDDY, 1991).
As curvas de solubilidade de FePO4(s) e de AlPO4(s) têm formas similares, conforme Figura 6.5.
A solubilidade mínima do FePO4(s) está ao redor de pH 5,3 enquanto a do AlPO4(s) está por volta
de pH 6,3. A solubilidade mínima do AlPO4(s) aparenta ser menor do que a do FePO4(s).
Essas duas curvas foram desenvolvidas a partir do precipitado formado pela adição gradual do
reagente químico (FePO4(s) ou AlPO4(s) à água destilada, em laboratório.
Com relação à dosagem de ferro necessária para precipitação de fosfato, duas regiões
predominantes podem ser identificadas na curva da Figura 9. Uma região “estequiométrica”, com
altas concentrações efluentes de fósforo, e uma região de “equilíbrio”, com baixas concentrações
efluentes de fósforo. Na região estequiométrica, a remoção de ortofosfato solúvel é
estequiometricamente proporcional à adição de sal de metal, enquanto na região de equilíbrio são
necessários incrementos cada vez maiores na dosagem química para remoções cada vez menores
de ortofosfato solúvel.
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Na Escola de Engenharia de São Carlos – EESC/USP, foram desenvolvidos desde a década de
90 vários estudos referentes a flotação de efluentes anaeróbios, em escala de laboratório e em
escala piloto (de grande porte).
CAMPOS et al. (1996) realizaram estudos preliminares em escala de laboratório com vistas à
avaliação da potencialidade do emprego de pós-tratamento por coagulação/ floculação/flotação de
efluente de reator anaeróbio tratando esgotos sanitários, visando remoção adicional de DQO, DBO,
fósforo, nitrogênio, sólidos suspensos e coliformes. O efluente anaeróbio era proveniente de um
reator anaeróbio compartimentado, de volume igual a 11 m3 e 12 h de tempo de detenção hidráulico,
construído na Escola de Engenharia de São Carlos-USP. Os produtos químicos empregados para a
coagulação foram o cloreto férrico, o sulfato de alumínio e a cal hidratada.
Durante todos os ensaios, foram mantidos fixos os seguintes parâmetros: (i) mistura rápida: 30 s
e gradiente médio de velocidade em torno de 600 s-1, (ii) floculação: 20 min e gradiente médio de
velocidade em torno de 40s-1, (iii) flotação: amostras coletadas com taxa de escoamento superficial
(qA) equivalente a 70 m3/m2/dia, fração de recirculação de 20% (em volume) e pressão de
saturação de 450 kPa (22ºC).
Os resultados obtidos por CAMPOS et al. (1996) a partir do sistema composto por reator
anaeróbio de chicanas (11 m3), flotação por ar dissolvido (escala de laboratório) e desinfecção por
radiação ultravioleta (escala piloto) indicaram potencialidade de remoção de DBO superior a 85% e
de coliformes fecais superior a 99,999%. Os melhores resultados quanto à remoção de SSV, fósforo,
DQO, DBO e turbidez foram obtidos com a aplicação de cal. Entretanto, o uso da cal resultou em
dosagens elevadas e pH efluente ao redor de 9,3. Considerando as remoções obtidas e as dosagens
empregadas, o melhor resultado foi obtido através da aplicação de 100 mg/L de cloreto férrico
associada com 50 mg/L de cal. Neste caso, a remoção de DQO e de DBO foi idêntica e igual a 73%.
A remoção de fósforo alcançou 84%, enquanto a de nitrogênio (NTK) chegou a 49%. Além de
promover remoção significativa de DBO e de DQO, o uso de tratamento químico proporcionou
valores de remoção de fósforo dificilmente atingidos por processos biológicos. Ainda segundo os
autores, o uso de flotação por ar dissolvido, com a adição de cloreto férrico e cal, melhorou a
remoção de patogênicos. O lodo flotado poderá receber a adição de cal (pH>12) para efetuar sua
desinfecção, podendo ser reaproveitado na agricultura após um período de repouso. O uso de
cloreto férrico em vez de sulfato de alumínio é justificado, pois a presença de ferro em lodos não
redunda em aspectos negativos como aqueles decorrentes da presença de sulfato de alumínio, pois
o alumínio é muito danoso ao solo e também pode provocar malefícios aos seres humanos, caso
ocorra sua ingestão.
PENETRA et al. (1998) citam os resultados e conclusões de investigação realizada visando
estudar o efeito da dosagem de cloreto férrico e da variação de pH na eficiência de um equipamento
de flotação, em escala de laboratório, alimentado com efluente de reator UASB (18 m3), tratando
esgoto doméstico. O tempo de detenção hidráulica no reator UASB era de 8 horas.
Os ensaios foram conduzidos com variação da dosagem do cloreto férrico de 30 a 110 mg/L, e
da variação do pH de 5,1 a 7,6 com a aplicação de cal. O tempo de floculação (60 minutos), o
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gradiente de velocidade (60s-1), a pressão de saturação (450 kPa) e a fração de recirculação (20%)
foram mantidos constantes ao longo dos ensaios. A velocidade de flotação foi feita variar entre 5 25
cm/min.
Os melhores resultados na remoção da DQO (91%) foram obtidos com dosagem de 65 mg/L de
cloreto férrico e pH de 5,3. Nesta dosagem a remoção de fosfato total, SST, turbidez e cor foram de
95%, 95%, 97% e 92% respectivamente. A dosagem citada foi também a menor que permitiu uma
aparente estabilidade do sistema de flotação para diferentes velocidades de flotação.
Maiores dosagens podem aparentemente não significar aumento na remoção da turbidez a ponto
de justificar custos adicionais associados a aquisição de produtos químicos e a disposição do
excesso de lodo.
PENETRA (1998), ao estudar a remoção de fosfato de efluentes de reatores anaeróbios através
da coagulação química com cloreto férrico e posterior separação dos flocos pelo uso da flotação por
ar dissolvido, observou comportamento da remoção de fosfato bastante semelhante àquele
divulgado por JENKINS; HERMANOWICZ (1991), conforme observado na Figura 10. O autor
também constatou que dosagens acima de 65 mg/L de cloreto férrico (22,4 mg Fe/L) resultaram em
remoção de pequenas frações adicionais de fosfato total (Figura 10).
REALI et
al.
(1998)
apresentaram o resultado de investigação realizada com vistas a avaliação do gradiente médio de
velocidade (Gf) e do tempo de floculação (θhf) na eficiência de um equipamento de flotação, em
escala de laboratório, alimentado com efluente de reator UASB (18m3), tratando esgoto doméstico.
O tempo de detenção hidráulica no reator UASB era de 8 horas.
Após a realização de ensaios preliminares, foram mantidos constantes a dosagem de cloreto
férrico (65 mg/L), as condições de mistura rápida (30s e Gm de 1100s-1), fração de recirculação de
20% na etapa de flotação e pressão de saturação de 450 kPa.
O tempo de floculação de 15 min, associado a calores de Gf entre 50 e 80s-1, e o tempo
floculação de 25 min, associado a valores de Gf em torno de 50s-1, forneceram valores bastante
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satisfatórios e próximos entre si na remoção de turbidez (entre 97 e 98%, para velocidade de flotação
entre 5 e 15cm/min).
A DQO foi positivamente influenciada pelo aumento do tempo de floculação de 15 para 25
minutos, mas foi reduzida a influência dos diferentes valores de Gf estudados (entre 30 e 100s-1) na
remoção de DQO. Assim obteve-se eficiências entre 89,1% e 91,5%, com residuais entre 28 e
22mg/L, para θhf de 25min e Vf de 10cm/min.
Para θhf de 15 min, associado a Gf de 80s-1, e para θhf de 25min, associado a Gf de 50s-1, não
foi detectada a presença de sulfetos no efluente final. Para essas mesmas condições, verificou-se
remoção marginal de NTK, ao redor de 31%. As maiores remoções de fosfato total (em torno de
96%) foram observadas nos ensaios com Gf entre 80 e 100s-1, em ambos os tempos de floculação
testados. Aparentemente, esses valores de Gf influenciam positivamente a cinética da remoção de
fosfato.
PENETRA et al. (1999), apresentaram o resultado de investigação realizada mediante variação
da fração de recirculação do efluente pressurizado a 450 k Pa, com empregado de equipamento de
flotação em escala de laboratório, alimentado com o efluente de reator tipo UASB (18m3), tratando
esgoto doméstico. O tempo de detenção hidráulico no reator UASB era de 8 horas.
Durante os ensaios de floculação/flotação foram mantidas fixas a dosagem de cloreto férrico
(65mg/L), mistura rápida com tempo de 30s e G de 1100s-1 e floculação com tempo de 15 min e G
de 80s-1. A fração de recirculação foi variada de 5 a 30%, em volume, e a velocidade de flotação
entre 5 e 25cm/min.
Como conclusão a fração de recirculação de 20% (16 a 19 g ar/m3), proporcionou grande
estabilidade ao processo e forneceu excelentes resultados quanto a remoção de DQO (85%), de
fosfato total (95,4%) e de SST (95,1%). Considerando-se a eficiência global do sistema UASB e
flotação, obteve-se até 97% de remoção de DQO (concentração do efluente na faixa de 20 a
30mg/L), até 98% de fosfato total (concentração na faixa de 0,5 a 0,6 mg/L) e até 99% de SST
(concentração em torno de 2 mg/L).
Quanto aos parâmetros NTK e sulfetos, foram determinados apenas para a amostrar obtida no
ensaio que forneceu a maior remoção de DQO (recirculação de 20%), sendo observados eficiências
de 24,3% (residual de 25,8 mg/L) e 51,9% (residual de 0,52 mg/L) respectivamente.
REALI et al. (2000) estudaram o uso de polímero e cloreto férrico na coagulação e flotação de
efluente anaeróbio, proveniente de reator de leito expandido, com 14,9 m de altura útil, volume de 32
m³, tratando esgoto da cidade de São Carlos - SP. O reator anaeróbio possuía 6 m³ de carvão
ativado, para permitir o desenvolvimento da biomassa, e o equipamento de flotação utilizado era em
escala de laboratório.
A grande aglomeração de microbolhas (50 µm de diâmetro), na zona de reação cria condições
satisfatórias para a colisão e fixação destas na superfície dos flocos formados durante a coagulação
prévia. Mesmo sem a adição de coagulantes, com velocidade de flotação de 10 cm/min.,
considerável remoção de pequenos flocos biológicos foi observada, 60% de DQO (residual de 94,5
mg/L), 50% de fosfato e turbidez residual de 20 UNT. As condições de floculação foram mantidas
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constantes em 20 min, e Gf de 80 s-1, 19 g ar/m³esg., fração de recirculação de 20% e pressão de
saturação de 450 kPa na etapa de flotação.
Para investigar a combinação de cloreto férrico (dosagem de 15 a 65 mg/L) e polímeros (0,25 a
7mg/L), 26 tipos de polímeros com diferentes características de carga (catiônico, aniônico e
nãoiônico), densidade de carga (alta, média e baixa) e massa molecular foram observadas. Os
resultados indicaram que, independentemente da categoria, os polímeros com alta massa molecular
e densidade de carga produziram melhores resultados. Geralmente o polímero catiônico e o
aniônico, com as características anteriormente citadas, apresentaram os melhores resultados.
Segundo os autores, os polímeros foram investigados buscando as reduções do uso de
coagulante e da produção de lodo. Quando o reator anaeróbio operou em condição de aparente
regime, foi possível reduzir a dosagem de cloreto férrico de 65 a 30 mg/L, aplicando 0,4 mg/L de
polímero não-iônico. As análises revelaram reduções de 79% para a DQO (residual 23 mg/L), 86%
para o fosfato (residual 0,9 mg/L) e 98% de turbidez (residual de 2,6 UNT). Observaram também que
os flocos tiveram taxas de ascensão significativamente maiores que as obtidas sem o uso dos
polímeros, com velocidades de floculação ensaiadas entre 5 e 25 cm/min.
Em etapa subsequente de desenvolvimento dessa mesma linha de pesquisa, REALI et al. (2001)
investigaram uma unidade FAD em escala real (com capacidade de 10m3/h), aplicada no póstratamento do efluente do mesmo reator anaeróbio de leito expandido (tratando esgoto sanitário)
descrito nos parágrafos anteriores. Foram obtidas as seguintes eficiências médias de remoção: 89%
de DQO (residual de 68mg/L), 96% de sólidos suspensos (residual de 5mg/L) e 89% de remoção de
fósforo (residual de 2mg/L). Durante os ensaios foi aplicada dosagem de 65 mg/L de cloreto férrico.
As fotografias da Figura 11 mostram as vistas lateral e frontal da unidade de flotação por ar
dissolvido utilizada na pesquisa.
Aplicações da Tecnologia em Estações de Tratamento de Esgoto em Escala Real
Com base nos estudos desenvolvidos no Departamento de Hidráulica e Saneamento da
EESCUSP, envolvendo pós-tratamento físico-químico por flotação do efluente de reatores
anaeróbios, foram projetadas recentemente (algumas já construídas) as seguintes ETEs:
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
-ETE TAVARES BASTOS, EM BELÉM-PA (em construção)
-ETE CAPUAVA, EM VALINHOS-SP (construída)
-ETE DA CIDADE DE BARRA BONITA –SP (projetada)
-ETE DA CIDADE DE IGARAÇU –SP (projetada)
-ETE ANHUMAS EM CAMPINAS-SP (projetada)
-ETE MONJOLINHO EM SÃO CARLOS – SP (projetada)
BIBLIOGRAFIA
AMIRTHARAJAH, A. Velocity gradients in rapid mix units. Seminário Nacional sobre Coagulação
e Filtração Direta. Anais.São Carlos, Brasil, 1989.
BRATBY, J.R. Treatment of Raw Wastewater Overflows by Dissolved Air Flotation. Journal
WPCF, 54(12):1558-65, 1982.
CAMPOS, J. R.; REALI, M.A.P.; DOMBROSKI, S.A.G.; MARCHETTO, M. & LIMA, M.R.A.
Tratamento Físico-Químico por Flotação de Efluentes de Reatores Anaeróbios. In:XXV Congreso
Interamericano Ingeniería Sanitaria y Ambienta. Anais. México, 1996.
CAMPOS, J.P. & POVINELLI, J. Coagulação e Floculação. In:Técnica de Abastecimento e
Tratamento de Água. São Paulo, CETESB, 2v. 1987. p.91-120.
DROSTE, R.L. Theory and practice of water and wastewater treatment. USA, John Wiley & Sons,
Inc.,1997.
ETTELT, G.A. Activated Sludge Thickening by Dissolved Air Flotation. In:Industrial Waste
Conference. Proceedings . Purdue University, Lafaiatte, Indiana, may, 1964.
JENKINS, D. & HERMANOWICZ, S.W. “Principles of chemical phosphate removal”, in
Phosphorus and nitrogen removal from municipal wastewater, 2nd ed., R.I. Sedlak, ed., Chelsea, MI,
Lewis Publishers, 1991.
METCALF & EDDY. Wastewater Engineering: Treatment, Disposal, Reuse. 3rd ed. New York,
McGraw Hill, 1991. 1334p. Noções gerais de tratamento e disposição final de lodos de estações de
tratamento de água. Marco A.P. Reali (coordenador). Rio de Janeiro, ABES, 1999. 250p.
ØDEGAARD, H. Chemical Floc Formation in Wastewater Treatment - An Introduction. Prog. Wat.
Tech., Supl. 1, p. 103-110, Pergamon Press, 1979.
PENETRA, R. G.; REALI, M. A. P. & CAMPOS, J. R. Influência da Quantidade de Ar Fornecida
no Pós-Tratamento por Flotação de Efluentes de Reatores Anaeróbios UASB. In: Congresso
Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, 20, Rio de Janeiro, 1999. Anais. Rio de Janeiro,
ABES, 1999. p. 192-9.
PENETRA, R.G. Pós-Tratamento Físico-Químico por Flotação de Efluentes de Reatores
Anaeróbios de Manta de Lodo. São Carlos, 140 p. Dissertação (mestrado) - Escola de Engenharia de
São Carlos, Universidade de São Paulo, 1998.
Página 36 de 129
Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
PENETRA, R.G.; REALI, M.A.P.; FORESTI, E. & CAMPOS, J.R. Post-Treatment of Effluents from
Anaerobic Reactor Treating Domestic Sewage by Dissolved-Air Flotation. Wat. Sci. Tech., 40(08),
137-143, 1999.
REALI, M.A.P., PENETRA, R.G. & CAMPOS, J.R. Influência da Floculação na Flotação de
Efluentes de Reatores Anaeróbios UASB. In: XXVI Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitária
y Ambiental . Lima, Peru, 1 a 5 de novembro. Anais eletrônicos, 1998.
REALI, M.A.P.; CAMPOS, J.R. & PENETRA, R.G. Sewage treatment by anaerobic biological
process associated with dissolved air flotation. In: International Dissolved Air Flotation Conference in
Water and Wastewater Treatment. Helsinki, Finlândia, 11 a 13 de setembro, 2000a.
REALI, M.A.P.; PENETRA, R.G. & CARVALHO, M. E. Flotation Technique With Coagulant and
polymer application applied to the post-treatment of effluents from anaerobic reactor treating sewage.
In: VI Latinamerican Workshop-Seminar on Anaerobic Digestion. Recife, Brasil. Novembro. Anais.
2000b.
REALI, M.P.A. Avaliação de um Sistema Original Compacto para Clarificação de Águas de
Abastecimento Utilizando o Processo de Flotação e Filtração com Taxa Declinante. São Carlos- SP,
373p. Tese (doutorado) - Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, 1991.
REALI, M.P.A. Proposição de uma equação teórica para o processo de flotação por ar dissolvido.
In: XXIV Congreso Interamericano de Ingenieria Sanitaria y Ambiental - AIDIS, Buenos Aires,
Argentina, 1994.
REALI, M.P.A. Aplicação da Flotação por Ar Dissolvido ao Tratamento de Água de
Abastecimento. São Carlos, 186p. Dissertação (mestrado). Escola de Engenharia de São Carlos-SP,
Universidade de São Paulo, 1984.
REALI, M.A.P.; PENETRA, R.G. & CARVALHO, M.E. (2001). Flotation Technique with Coagulant
and Polymer Aplication Applied to the Post-treatment of Effluents from Anaeróbic Reactor Treating
Domestic Sewage. Water Science and Technology, London-uk (no prelo).
SOLARI SAAVEDRA, J. A. Avanços Recentes no Tratamento de Efluentes por Flotação e Ar
Dissolvido. Engenharia Sanitária, Rio de janeiro, 20 (3): 332-335, 1981.
VRABLIK, E. R. Fundamental Principles od Dissolved Air Flotation of Industrial wastes. In:
Industrial Waste Conference, Proceedings of the 14th, Lafayette, Purdue University, 1953, p.743-779.
YEOMAN, S.; LESTER, J.N. & PERRY, R. Phosphorus removal and its influence on metal
speciation during wastewater treatment. Water Research, 27(3):389-95, 1993.
ZABEL, T. "The Advantages of Dissolved Air Flotation for Water Treatment". Journal AWWA, 4246, may, 1985.
ZABEL, T. Flotation in water treatment. In:IVES, K.J. ed. The scientific basis of flotation. NATO
Advanced Science Institute on the Scientific Basis of Flotation. Proceedings .Cambridge, England,
Jul, Martinus Nijhoff Publishers, The Hague, p.349-77, 1984.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
Resumo dos Trabalhos
Segue abaixo o resumo dos trabalhos que foram expostos na forma de cartazes durante a
realização do I Simpósio da Engenharia Ambiental - EESC/USP.
Utilização de Filmes Automontados de Quitosana para Verificação de
Contaminantes em Água
B.A. Stracçalano, D.S. dos Santos Jr2, O.N. Oliveira Jr2, A. Riul Jr1
1
Depto de Física, Química e Biologia, FCT/UNESP, 19060-900, Presidente Prudente, SP.
2
Instituto de Física de São Carlos, USP, CP 369, 13560-970, São Carlos, SP.
Resumo
Neste trabalho serão apresentados resultados da interação em nível molecular entre filmes
automontados de quitosana com ácido poliestireno sulfônico (PSS) e íons metálicos dispersos em
meio aquoso. O interesse em quitosanas provém do baixo custo e abundância na natureza, além de
possuírem uma capacidade relativamente alta na absorção de metais pesados, mesmo em baixas
concentrações molares. Várias arquiteturas moleculares foram analisadas, visando a posterior
utilização dos filmes como unidades sensoriais em uma língua eletrônica para verificar a presença de
contaminantes em sistemas líquidos. Apesar do elevado crescimento nessa linha de investigação
científica nos últimos anos, a compreensão do processo de detecção de metais pesados com filmes
ultrafinos de quitosanas torna-se indispensável para o avanço nesse tipo de sensoriamento.
Esperamos que os resultados obtidos possam contribuir futuramente para um maior controle de
qualidade da água, vital para a saúde do planeta.
Introdução
A detecção de metais pesados em águas poluídas é importante para o controle do meioambiente, especialmente porque esses metais não podem ser sintetizados nem destruídos, e em
concentrações elevadas causam sérios danos à saúde humana. Uma alternativa para detectar tais
metais pesados é a utilização de arranjos de sensores, como a “língua eletrônica”, à base de filmes
ultrafinos de diferentes materiais [1,2]. Estes dispositivos são formados com a deposição de filmes
nanoestruturados sobre eletrodos interdigitados de ouro. Algumas vantagens são a percepção de
paladar em concentrações abaixo do limite de percepção biológico e a capacidade de diferenciar
sistemas líquidos complexos de maneira simples e rápida, sem a necessidade de uma análise
laboratorial [2]. Os filmes que constituem as unidades sensoriais da “língua eletrônica” são obtidos
com as técnicas de Langmuir–Blodgett [3] e automontagem [4], tendo espessura da ordem de
nanômetros. Sabe-se que a sensibilidade desses sensores diminui com o aumento da espessura dos
filmes [1].
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
A técnica de automontagem surgiu na década de 1980 como um método alternativo à técnica
Langmuir-Blodgett (LB) para a fabricação de filmes ultrafinos de materiais solúveis em água, quando
Sagiv e colaboradores demonstraram a possibilidade de construir filmes compostos por
monocamadas quimicamente adsorvidas entre si [5]. Os filmes fabricados exibem boa estabilidade
térmica, molecular e mecânica, podendo ser preparados até centenas de camadas. Já nos anos
1990, Decher [6] introduziu o conceito de automontagem por adsorção física, em que as interações
responsáveis pela adsorção são iônicas, entre camadas positiva e negativamente carregadas. As
técnicas de automontagem permitem qualquer formato de substrato, podendo ser usada para a
modificação da superfície de tecidos [7] e em biossensores [8].
Na escolha de materiais para a língua eletrônica, geralmente opta-se por substâncias com
capacidade de interação com os analitos. Para metais pesados, por exemplo, uma candidata forte é
a quitosana, polímero derivado da quitina e segundo polissacarídeo mais abundante na natureza.
Suas fórmulas estruturais estão ilustradas na Figura 1.
Figura 1 - Representação esquemática da fórmula estrutural de quitina e quitosana
Além de solúvel em água, a quitosana tem alto poder fungicida e bactericida. É empregada na
produção de cosméticos e fármacos [9,10] e possui grande capacidade de se ligar a metais e outras
substâncias, o que potencializa seu uso como sensor [9,10]. Há expectativas de que a quitosana seja
economicamente mais viável para a remoção de metais pesados ou compostos inorgânicos na água
do que o carbono ativado comercial, normalmente utilizado no tratamento de água [11]. O carbono
ativado tem custo elevado e requer agentes complexos para melhorar seu desempenho na remoção
de materiais inorgânicos [8]. Neste trabalho filmes automontados de quitosana serão investigados
para futuras aplicações em sensores do tipo “língua eletrônica”.
Experimental
A quitosana foi extraída da casca de camarões segundo o procedimento da ref. [12]. 16 mg foram
diluídos em soluções ácidas (pH=3), uma com ácido acético e outra com ácido clorídrico, sob
agitação contínua durante 24 horas. O ácido poliestireno sulfonado (PSS) foi usado como solução
aniônica para fabricação dos filmes automontados. 16mg de PSS foram diluídos em 10mL de água e
agitou-se até completa dissolução. Em seguida ajustou-se o pH = 3 com uma solução de HCl 1M.
250mL de solução de HCl 1% (pH=3) foram utilizados como solução de lavagem durante a
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
fabricação dos filmes automontados. Soluções de 2,4 mg/L de PbCl2, CdCl2, CuCl2 foram preparadas
para posterior imersão dos filmes automontados de quitosana. Todas as soluções foram preparadas
com água ultrapura obtida de um sistema Milli-Q (Simplicity) da Milli-Pore.
Para monitorar o crescimento dos filmes de quitosana medimos a absorção no espectro UV-VIS
com um espectrofotômetro da Varian (Cary 50), em 230nm, pois é neste comprimento de onda que
ocorre o pico de absorbância da quitosana. Como o vidro também absorve nessa região do espectro,
utilizamos lâminas de quartzo para a deposição dos filmes nanoestruturados. Para eliminar
contaminantes orgânicos e inorgânicos as lâminas foram previamente lavadas em solução contendo:
5 volumes de água destilada, 1 volume de peróxido de hidrogênio e 1 volume de hidróxido de
amônia. Após a imersão das lâminas, o banho é aquecido a 80°C e deixado resfriar. Em seguida as
lâminas recebem abundante lavagem com água destilada.
Resultados e Discussão
Os filmes foram fabricados em três arquiteturas moleculares: i) PSS/quitosana (filme iniciado com
PSS, seguido da adsorção de quitosana), ii) quitosana/PSS (filme iniciado com quitosana, seguido da
adsorção de PSS), e iii) quitosana/quitosana (adsorção seqüencial de várias camadas de quitosana).
As curvas de cinética de crescimento indicam que a estrutura quitosana/quitosana apresenta fraca
adsorção molecular quando comparada aos outros dois casos. Verificamos ainda como o tipo de
ácido utilizado no processamento da quitosana influencia o crescimento nas outras arquiteturas
moleculares, como ilustrado na Figura 2. O filme de quitosana processada com ácido acético possui
valor de absorbância maior que o filme de quitosana processada com ácido clorídrico. Na Fig.2a
observamos que entre a décima e a décima quinta camada ocorreu um salto no valor de
absorbância. Isso porque as medidas foram interrompidas ao final de um dia e recomeçadas na
manhã seguinte. Como o filme estava seco ocorre um aumento na adsorção de material.
a-)
b-)
1,4x10 -1
1,2x10
A
B
S
1,4x10 -1
-1
1,2x10
A
B
S
1,0x10 -1
8,0x10 -2
6,0x10
-2
-1
1,0x10 -1
8,0x10 -2
6,0x10 -2
4,0x10 -2
4,0x10
-2
2,0x10 -2
2,0x10
-2
0,0
0,0
0
5
10
15
0
20
5
10
15
20
Nº de camadas
Nº de camadas
Figura 2- Curvas de crescimento de filmes PSS/quitosana (absorbância em 230 nm): (a)
quitosana processada com ácido acético; (b) quitosana processada com ácido clorídrico.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
Muitos resultados foram obtidos com soluções que haviam sido preparadas há mais de uma
semana, o que pode ter afetado os resultados, devido à possível hidrólise da quitosana com o passar
do tempo [13]. Para verificar esta hipótese, refizemos algumas medidas apenas com 3 bicamadas
utilizando soluções frescas (imediatamente após o preparo). Os resultados são mostrados na Figura
3, e de fato nota-se que os filmes preparados com soluções frescas apresentam maior adsorção.
0,12
ABS (u.a.)
0,10
0,08
0,06
0,04
0,02
0,00
1
2
3
4
5
6
o
N de camadas
Figuras 3- Curvas de crescimento de filmes automontados PSS/quitosana (Absorbância em 230 nm): (z)
solução com um dia de preparo; („) solução com uma semana de preparo.
Uma vez constatado o efeito da hidrólise, era importante descobrir se a lavagem dos filmes fabricados em
água destilada remove material das lâminas. Filmes automontados com 3 bicamadas de PSS/quitosana foram
colocados a 20-30 cm abaixo da torneira do reservatório de água destilada, deixando cair um litro de água em
queda livre sobre sua superfície. Os resultados estão ilustrados na Figura 4, que indicam pouca remoção de
material com a lavagem, apesar de as forças de interação que mantém a estrutura dos filmes serem fracas [9,10].
a-)
b-)
-1
1,0x10
-2
9,0x10
-2
8,0x10
-2
8,5x10
-2
ABS
ABS
6,0x10
-2
4,0x10
-2
8,0x10
-2
7,5x10
-2
2,0x10
0,0
-2
1
2
3
4
5
7,0x10
6
Nº de camadas
0
1
2
3
4
5
o
N de lavagens
Figura 4 - Representação gráfica dos filmes nanoestruturados PSS/quitosana contendo três
bicamadas (absorbância em 230 nm): (a) gráfico de crescimento e (b) lavagens sucessivas após o
crescimento do filme.
Após a escolha do ácido para processamento da quitosana e melhor arquitetura molecular para
fabricação
dos
filmes
automontados,
mergulhamos
filmes
contendo
três
bicamadas
de
PSS/quitosana em 2,4 mg/L de CdCl2, Cu Cl2 e Pb Cl2 durante 24 horas. A Figura 5 ilustra o
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comportamento obtido para um dos metais. O primeiro ponto na Fig. 5 representa o valor de
absorbância (λ = 230 nm) da última camada de quitosana depositada em um filme contendo 3
bicamadas PSS/quitosana antes da imersão, durante 24 horas, em solução contendo íons Cu+2. O
segundo ponto representa o valor de adsorção dos filmes após a imersão e os demais pontos são
medidas correspondentes ao processo de lavagem citado acima. Após imersão no cobre houve um
aumento da absorbância possivelmente devido à diferença de capacidade de complexação da
quitosana com os íons metálicos em solução [14]. Com a lavagem extensiva em água destilada há
uma diminuição no valor máximo de absorbância, possivelmente devido à remoção de metal na
estrutura do filme. O mesmo aconteceu com os filmes automontados que foram imersos nas
soluções contendo íons de chumbo e cádmio, pois a adsorção continuou maior mesmo após a
ABS
lavagem.
1,0x10
-1
9,0x10
-2
8,0x10
-2
7,0x10
-2
6,0x10
-2
0
1
2
3
4
Nº de Lavagens
Figura 5 – Absorbância (λ = 230 nm) do filme PSS/quitosana processada com ácido acético
mergulhado em solução 2,4 mg/L de CuCl2.
Conclusões
Neste trabalho a quitosana foi processada com dois tipos de ácido (clorídrico e acético) e os
filmes automontados foram fabricados em diferentes arquiteturas moleculares. Com isso foi possível
identificar uma configuração otimizada para o filme de quitosana para posterior aplicação em
sensores. Foi observado o crescimento, o processo de lavagem e o comportamento dos filmes na
presença de íons metálicos. Os filmes ultrafinos iniciados com PSS seguidos da adsorção de
quitosana processada com ácido acético apresentaram um crescimento mais linear e um valor de
absorbância maior do que as outras arquiteturas moleculares testadas (quitosana/PSS e
quitosana/quitosana). Analisando o processo de lavagem verificamos que a remoção de material
adsorvido é baixa, o que é importante para futura aplicação em sensores como a “língua eletrônica”.
Isso chamou a atenção para o cuidado de lavar o filme fabricado antes de sua aplicação como
unidade sensorial em uma língua eletrônica. Em presença de íons metálicos observamos aumento
da absorbância, mesmo após a lavagem extensiva em água destilada.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
Agradecimentos
À FAPESP, CNPq e IMMP pelo apoio financeiro recebido.
Referências bibliográficas
[1] M. Ferreira, A. Riul Jr, K. Wohnrath, F.J. Fonseca, O.N. Oliveira Jr., L.H.C. Mattoso, Analytical
Chemistry 75, 953 (2003)
[2] A.Riul Jr, Physicae 3, 39 (2002)
[3] M.C. Petty, “Langmuir-Blodgett Films: An Introduction”, ed. Cambridge University Press,
London (1996)
[4] G.M. Whitesides, B. Grzybowsky, Science 295, 2418 (2002)
[5] L.G.Paterno, L.H.C.Mattoso, O.N. Oliveira Jr, Química Nova 24, 228 (2001)
[6] G.Decher, Science 277, 1232 (1997)
[7] Y. Zhu, C. Gao, T. He, X. Liu, J. Shen, Biomacromolecules 4, 446 (2003)
[8] C.A. Constantine, S.V. Mello, A. Dupont, X. Cao et al., J. Am. Chem. Soc 125, 1805 (2003)
[9] M.N.V. Ravi Kumar, Reactive and Functional Polymers 46, 1 (2000)
[10] M. Claesson, B.W. Ninham, Langmuir 8, 1406 (1992)
[11] S. Babel, T.A. Kurniawan, J Hazard Mater 97, (1-3) 219 (2002)
[12] D.S. dos Santos Jr, A. Riul Jr, R.R. Malmegrim, F. J. Fonseca, O.N. Oliveira Jr, L.H.C.
Mattoso, Macromol. Biosc. 3, 591-595 (2003)
[13] K.M. Vårum, M.H. Ottoy, O. Smidsnod, Carbohydrate Polymers 46, 89 (2001)
[14] D. Knorr, Food Technology 114 (1991)
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Avaliação da Radiação Microondas Aliada ao Processo Foto-Fenton na
Decomposição de Resíduos de Pesticidas
Caio F. Grombonia,b, Marcos Y. Kamogawaa,b,
Ana Rita A. Nogueirab*, Joaquim A. Nóbregaa
Grupo de Análise Instrumental Aplicada – GAIA:
a
Departamento de Química, UFSCar, S. Carlos SP, Brazil
b
Embrapa Pecuária Sudeste, C.P. 339, 13560-970, S. Carlos SP, Brazil.
E-mail: [email protected]
A aplicação de produtos carrapaticidas na forma de banhos é comumente empregada para o
controle dos carrapatos bovinos. Esses produtos podem ser aplicados por várias vias: carrapaticidas
injetáveis, poor on, imersão e aspersão. Nesses últimos, gasta-se em média 4-5 litros de solução
preparada com o principio ativo, para banhar cada bovino adulto. O descarte da solução
remanescente é um grande problema ambiental.
Tendo em vista esse problema, procedimentos fotooxidativos, empregando a reação de Fenton1
auxiliados pela radiação microondas e ultravioleta foram utilizados com sucesso na degradação do
carrapaticida Supocade® (clorfenvinfos 13.8% e cipermitrina 2.6%), empregado no controle de
carrapatos bovinos na Embrapa Pecuária Sudeste, na diluição 1:400 (v/v).
A união do aquecimento microondas com a radiação ultravioleta possui grande potencial para a
decomposição de compostos orgânicos solúveis. Esse acoplamento foi possível com a utilização de
MWL2, lâmpadas de UV ativadas por radiação microondas.
Nos frascos de amostra do forno de microondas com radiação focalizada (Star 6, CEM) foram
adicionadas amostras de carrapaticida e as lâmpadas UV (MWL) e soluções de Fe2+ e H2O2, em
diferentes concentrações. O programa de aquecimento do forno foi fixado em uma etapa de
aquecimento de 6 min na temperatura máxima de 140°C. Após a finalização da digestão, 0,5 mL de
HNO3 foi adicionado para ajustar a acidez do meio. Outra alternativa avaliada foi o emprego da
reação Foto-Fenton sem a utilização de radiação microondas ou qualquer outro tipo de aquecimento.
Nesse caso, as amostras foram irradiadas por 24 h com diferentes misturas oxidantes. A eficiência
de decomposição do carrapaticida foi monitorada pelos teores de carbono residual da amostra,
determinados por ICP-OES, conforme metodologia descrita por Gouveia3.
Eficiência de decomposição superior a 90% foi obtida em ambos os procedimentos quando
empregada a reação Foto-Fenton. O uso de aquecimento por radiação microondas proporcionou
incremento na eficiência de decomposição, o que permitiu o uso de menores volumes de reagentes e
redução no tempo necessário para a decomposição. O procedimento mostrou-se promissor para o
desenvolvimento de um protótipo de decomposição direta no campo, com o tratamento do resíduo
sem a necessidade de transporte para o laboratório. Testes complementares serão realizados para a
caracterização dos compostos produzidos durante a decomposição.
Os autores agradecem à FAPESP e ao CNPq pelo auxílio financeiro e bolsas concedidas.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
1
Fenton, H.J.H., J. Chem. Soc., 65, 899, 1894.
2
Florian, D., Knapp, G., Anal. Chem., 73, 1515, 2001.
3
Gouveia, S.T., Silva, F.V., Nóbrega, J.A., Nogueira, A.R.A., Anal. Chim. Acta, 445(2002)268.
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Utilização de Áreas Alagadas Construídas para Purificação de Águas
Poluídas
Cunha, C.A.G, PPG-SEA/EESC-USP, Salati, E, PPG-SEA/ EESC-USP.
Email:[email protected]
Introdução
A água constitui um elemento fundamental para a manutenção da vida, no homem mais de 60%
do seu peso é constituído de água e em certos animais aquáticos essa porcentagem chega a 98%.
Além de ser o constituinte inorgânico mais abundante nos homens, ela também é de um modo geral,
importante para o desenvolvimento de suas atividades. Neste caso, os principais usos da água são:
a própria preservação da natureza, abastecimento doméstico e industrial, irrigação, aqüicultura,
dessedentação de animais, recreação e lazer, geração de energia elétrica, navegação, limpeza
urbana e diluição de despejos (VON SPERLING, 2003).
Dos 1,36 x 1018 m3 de água disponível no planeta, 97% correspondem às águas salgadas e 3%
às águas doces. No entanto, 2,2 % desta água se encontra na forma de geleiras e restando apenas
0,8% para ser utilizada mais facilmente para abastecimento público. Desta pequena fração somente
3% apresentam-se na forma superficial, portanto, pode-se perceber a grande importância de se
preservar os recursos hídricos.
A inter-relação entre o uso da água e a qualidade requerida para a mesma é direta. Pode-se
considerar que o uso mais nobre da água seja representado pelo abastecimento de água doméstico,
o qual requer a satisfação de diversos critérios de qualidade. De forma oposta, pode-se considerar
que o uso menos nobre, seja a simples diluição de despejos, uma vez que a água não precisa
satisfazer nenhum requisito especial em termos de qualidade para este tipo de finalidade. No
entanto, Von Sperling (2003), lembra que os diversos corpos d’água possuem usos múltiplos
previstos, decorrendo daí a necessidade da satisfação simultânea de diversos critérios de qualidade.
Como por exemplo, um rio utilizado apenas para diluição de despejos industriais e domésticos por
uma cidade, pode ser utilizado por outra para abastecimento público.
A resolução CONAMA no. 20, de 18/06/86, dividiu as águas do território nacional em águas
doces (salinidade < 0,05% ), salobras (salinidade entre 0,05% e 3%) e salinas (salinidade > 3%). Em
função dos usos previstos para as mesmas, foram criadas nove classes, e a cada uma destas
classes corresponde uma determinada qualidade que deve ser mantida.
Além dos padrões de qualidade, encontram-se também os padrões para o lançamento de
efluentes nos corpos de água. Ambos padrões estão relacionados e tem como objetivo a
preservação da qualidade do corpo receptor. Logo o efluente além de satisfazer os padrões de
lançamento, deve proporcionar condições de tal forma que a qualidade do mesmo se enquadre nos
padrões dos corpos receptores. Não é permitida a mistura de efluentes com águas de melhor
qualidade.
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Contudo, o grande crescimento populacional e o intenso desenvolvimento comercial, industrial e
agrícola vêm resultando, no que se pode chamar, em poluição dos recursos hídricos superficiais e
subterrâneos por fertilizantes, percolados de aterro sanitário, efluentes industriais e domésticos,
dentre outros.
Diante disso, muitos estudos têm sido desenvolvidos na busca de tecnologias e alternativas
capazes de minimizar a toxicidade dos efluentes industriais, domésticos e de líquidos percolados, e
enquadrá-los nas resoluções para lançamentos em corpos receptores, além de métodos para o
tratamento da água para o consumo humano.
As áreas alagadas têm recebido descargas de águas poluídas em numerosos tipos de situações
no passar dos anos, no entanto, somente recentemente têm sido reconhecidas como um sistema de
tratamento potencialmente eficiente. Estudos realizados nos últimos anos têm mostrado que ambos
os sistemas de áreas alagadas, naturais e construídas, podem fornecer um tratamento altamente
qualificado e com um custo relativamente baixo.
Este trabalho tem como objetivo fazer um estudo sobre as áreas alagadas construídas e a sua
utilização para purificação de águas poluídas, além de apresentar o projeto-piloto proposto para
tratamento do um efluente industrial da Burns Philp Brasil Indústria e Comércio de Alimentos –
Unidade de Pederneiras/SP.
Áreas Alagadas Construídas
O termo wetlands (do inglês) ou áreas alagadas é utilizado para caracterizar vários ecossistemas
naturais que ficam parcial ou totalmente inundados durante o ano.
As wetlands naturais são facilmente reconhecidos como as várzeas dos rios, os igapós na
Amazônia, os pântanos e os manguezais, dentre outros (SALATI, 2000).
As wetlands construídas são ecossistemas artificiais que utilizam os princípios básicos de
modificação da qualidade da água das wetlands naturais (SALATI, 2000). Do ponto de vista prático,
estes sistemas podem ser projetados com um maior grau de controle: definição da composição do
substrato, tipo de vegetação, seleção do local, controle hidráulico e tempo de retenção.
Segundo Kadlec e Knight (1996), o primeiro de todos os objetivos do sistema de áreas alagadas
construídas é a melhoria da qualidade da água, seguido por objetivos secundários, tais como a
produção fotossintética, a produção de energia, e também podendo ser utilizadas recreacionalmente,
comercialmente e para educação humana.
O grande interesse por esse tipo de tecnologia também ocorre devido a uma maior confiança
depositada, atualmente, nos sistemas que utilizam processos ecológicos de baixa demanda
energética e menor uso de processos químicos intensivos (BASTIAN e HAMMER, 1993).
Os processos metereológicos conduzem o balanço energético do sistema, o qual por sua vez
determina a temperatura da água. Processos de microbiológicos são tipicamente dependentes da
temperatura da água, criando assim, modelos sazonais de transformações (KADLEC, 1996).
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A radiação solar e a temperatura conduzem a fotossíntese e, conseqüentemente, os processos
vegetativos no ciclo anual. O ciclo biogeoquímico é responsável pela retirada dos poluentes da água
(KADLEC, 1996).
Conforme Brix (1993), os sistemas de wetlands construídos podem ser classificados como de
acordo com o tipo de macrófita utilizada:
a) sistemas que utilizam plantas aquáticas flutuantes
b) sistemas que utilizam plantas aquáticas emergentes
c) sistemas que utilizam plantas aquáticas submersas
No entanto, um outro tipo de sistema foi projetado por Salati (1987). Esse sistema é denominado
DHS (Despoluição Hídrica com Solos – Patente Pi 850.3030) e sofreu algumas variações para
aumentar a sua eficiência e para ser utilizado em situações especiais de águas muito poluídas
(SALATI FILHO, et al, 1996).
No entanto, o que se tem utilizado muito são os sistemas de wetlands combinados. A utilização
de um determinado tipo de wetland ou de uma combinação formando sistemas de áreas alagadas
construídos depende do nível de tratamento a ser atingido, da qualidade dos recursos hídricos, da
área disponível, do interesse da utilização da biomassa produzida e do interesse paisagístico
(KOLTEC, 2004).
Levantamentos realizados recentemente indicaram a existência de mais de 6000 wetlands
construídas para o tratamento de resíduos domésticos na Europa, e de mais de 1000 para o
tratamento de efluentes industriais (refinarias de petróleo, mineradoras, indústrias têxteis) e
domésticos na América do Norte. No Brasil, na África, na Ásia e na Austrália têm aumentado o
número de sistemas construídos deste tipo para o polimento de águas residuais (KNIGHT e
KADLEC, 2000). Além disso também estão sendo utilizados para tratar líquidos percolados de aterro
sanitário, deflúvio superficial agrícola, deflúvio superficial urbano, efluentes de casas de vegetação e
de tanques de peixes.
Wetlands Construídas no Brasil
Apesar de trabalhos envolvendo sistemas de áreas alagadas construídas para purificação da
água seja uma coisa usual nos últimos tempos e de já existirem leis e recomendações para tal, no
Brasil, tal tratamento ainda pode ser considerada uma tecnologia recente. Apenas alguns
pesquisadores têm despendido tempo para aprender e aperfeiçoar aspectos da engenharia do
sistema e desta forma melhorar a eficiência dos sistemas utilizados para purificação de diversos
efluentes.
Segundo Elias (2003), a utilização de sistemas de tratamento de efluentes através de áreas
alagadas artificiais é escassa no Brasil. O primeiro projeto de sistemas de wetlands realizado no
Brasil foi feito por SALATI et al (1984) apud SALATI (2000) e baseou-se na construção de um lago
artificial nas proximidades de um córrego poluído (Rio Piracicamirim) na ESALQ em Piracicaba, São
Paulo. Os primeiros experimentos obtiveram resultados satisfatórios e o trabalho tem continuado
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
desde 1985 pelo Instituto de Ecologia Aplicadas (IEA), a onde novas tecnologias estão sendo
desenvolvidas na tentativa de melhorar a eficiência do sistema e reduzir os custos.
Outro estudo foi realizado por Manfrinato (1989), em um projeto para purificação das águas do
Rio Piracicaba. A autora, utilizou um sistema composto de um canal de plantas aquáticas flutuantes
seguido por solos filtrantes (Sistema DHS), conseguindo eficiências de 70% para DBO; 99% para
coliformes totais e fecais, 70% para DQO; 90% para cor e 95% para turbidez.
Segundo o Instituto de Ecologia Aplicada (1997), os projetos desenvolvidos no Brasil tem
diferentes desenhos dependendo da sua finalidade. E de acordo com o efluente a ser tratado podem
ser divididos em 4 tipos de sistemas:
a) purificação de grandes volumes de água com a finalidade de recuperação dos recursos
hídricos ou pré-tratamento para ETA;
b) tratamento de esgoto urbano;
c) tratamento de efluente industrial;
d) abastecimento de água industrial e urbana.
Nos últimos anos, os institutos responsáveis pelo tratamento de esgoto e de águas para
abastecimento público têm se interessado por este tipo de tecnologia. Dentre eles pode-se citar:
SABESP (SP) e SANEPAR (PR), que contrataram o IEA para a elaboração e aplicação de um
projeto para “restaurar” os recursos hídricos através áreas alagadas construídas e/ou reabilitação
dos sistemas de wetlands naturais. A CESP também utilizou-se destes sistemas para reabilitação de
áreas alagadas naturais, incluindo o controle da Bacia Hidrográfica (SALATI FILHO, et al 1998).
Para JUCÁ (2003), no Brasil, os wetlands vêm sendo estudados principalmente nas
universidades do Sul e do Sudeste, também como alternativa de tratamento de efluentes, objetivando
a redução de poluentes como DBO, amônia, nitrato, fósforo e metais pesados.
Dentre alguns trabalhos realizados e aplicados pelo IEA pode-se citar:
•
tratamento de água para abastecimento público
Prefeitura Municipal de Piracicaba e Analândia, Parque Ecológico do Tietê, SABESP Carapicuíba
e Baixo Cotia, e SANEPAR possuem um sistema de solos filtrantes e canais de plantas aquáticas
flutuantes para tratar a água. Em Piracicaba observa-se uma eficiência de remoção de 70% para
DBO e DQO, 99% Coliformes fecais e totais, 90& da cor e 95% da turbidez da água.
•
Tratamento de esgoto
A mineração Taboca de Vila Pitinga (AM); Cyanamid Química do Brasil, Iracemápolis (SP); ETE
de Emaús, Ubatuba (SP); ETE do SEMAE – Engenho Central I e II, Piracicaba (SP) e SABESP
Barueri e Porangaba (SP) possuem um tratamento primário que varia de tanque de decantação,
anaeróbicos e biodigestores, e depois o efluente resultamte passa pelo sistema de solos filtrantes e
canis de plantas aquáticas. A Estação de Tratamento de Esgoto de Emaús possui eficiência de
remoção de 73% da cor; 96,3% da DBO; 94,1% da DQO e 95% da turbidez do efluente.
•
Tratamento de efluentes industriais
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RIPASA S. A. – Celulose e Papel, Limeira (SP) e a Usina Costa Pinto S. A., Piracicaba (SP)
possuem tratamento primário com tanque de estabilização e de fermentação, respectivamente. O
efluente que sai deste tanque passa então pro um sistema de solos filtrantes e canais de plantas
aquáticas. A RIPASA possui uma eficiência de remoção de 76% para DBO e 42% para DQO.
Outros projetos estão sendo desenvolvidos por um grupo de pesquisadores, da Universidade
Federal e Estadual do Rio de Janeiro, buscando o tratamento de líquidos percolados de aterra
sanitário em áreas alagadas construídas e tipos de disposição final para as macrófitas (CAMPOS et
al, 2002; FERREIRA et a, 2001).
A utilização de wetlands construídas para tratamento de efluentes apresenta também como
vantagens:
-
baixo custo de implantação e consumo de energia elétrica;
-
simplicidade de instalação e operação;
-
capacidade de tratar diferentes níveis de poluição através de suas várias formas operacionais
(espécies de plantas aquáticas, tipos de substratos, direcionamento de fluxo, dimensão e número de
etapas depurativas);
-
ausência de produção de lodo;
-
geração de uma biomassa que pode ser utilizada na produção de ração animal, energia e
biofertilizantes (reciclagem de nutrientes) (SALATI, 2000),
-
fornece benefícios indiretos como um espaço verde, habitat para animais selvagens e áreas
de recreação e educação
No entanto, elas apresentam também algumas desvantagens: a necessidade de áreas grandes
para a construção do sistema, possível problema com pestes (mosquitos), além da baixa eficiência
do tratamento em baixas temperaturas.
Para o Brasil, no entanto, estas desvantagens não justificam o baixo interesse por esse tipo de
tratamento, uma vez que temos grandes áreas disponíveis, não temos tantos problemas com o
inverno rigoroso (exceto o Sul do país) e de acordo com Salati (op.cit), os sistemas brasileiros
construídos não apresentam nenhum problema com relação aos mosquitos.
Considerações Finais
As áreas alagadas construídas e naturais são eficientes para purificação de águas poluídas (com
relação as variáveis de qualidade), no entanto, sabe-se que o despejo de cargas poluidoras em
ecossistemas pode levar a modificações desastrosas, logo os wetlands naturais não devem ser
utilizados deliberadamente como sistemas de tratamento sem maiores análises das possíveis
conseqüências.
Vários tipos de wetlands construídos podem ser projetados de acordo com a qualidade do
efluente que se quer tratar e a eficiência final desejada na remoção de poluentes e contaminates (de
acordo com os padrões da resolução CONAMA 20). Outro fato que deve ser analisado é o tamanho
da área disponível para a construção.
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Como cada wetland tem maior eficiência para purificação de determinados parâmetros, justificase a utilização de sistemas de áreas alagadas combinadas para maximizar a eficiência do
tratamento.
Uma vez que estes sistemas apresentam baixo custo de implantação e consumo de energia,
simplicidade de instalação e operação, capacidade de tratar diferentes níveis de poluição, além de
não produzir lodo e gerar uma biomassa possível para produção de ração animal, energia e
biofertilizantes; a utilização desta tecnologia de tratamento pode ser considerada uma ótima opção
para o tratamento dos diversos tipos de efluentes.
Avaliação da Utilização de Sistemas de Wetlands Construídas para
Tratamento do Efluente Industrial da Burns Philp Brasil Indústria e Comércio de
Alimentos – Unidade de Pederneiras/sp, através de Experimento em Escala
Piloto
Cunha, C.A.G, PPG-SEA/EESC-USP, Salati, E, PPG-SEA/ EESC-USP.
Email:[email protected]
A Unidade de Pederneiras da empresa Burns Philp Brasil Indústria e Comércio de Alimentos atua
no ramo de fabricação de fermento biológico para panificação. O efluente industrial gerado no
processo de fabricação possui altos teores de nutrientes (Fósforo e Nitrogênio), Sólidos Totais,
Sólidos Suspensos Totais e uma alta Demanda Química de Oxigênio e, no entanto, é lançado in
natura no Rio Tietê.
Na busca de tecnologias para o tratamento do efluente industrial da Unidade de Pederneiras, a
Burns Philp optou pela utilização de técnicas de áreas alagadas construídas. O sistema de
tratamento utilizando wetlands construídas foi elaborado pela empresa Koltec Consultores
Associados S/S Ltda com a colaboração do Instituto de Ecologia Aplicada.
No entanto, para a elaboração do projeto definitivo, está sendo realizado primeiramente um
estudo piloto para o conhecimento da técnica (ou combinação de técnicas) de wetlands mais
adequada para o efluente a ser tratado. Os estudos conduzidos através da experimentação em
escala piloto devem apresentar valores muito próximos aos reais. Logo, os resultados obtidos com a
análise deste sistema piloto a ser implementado serão de grande valia para a elaboração do projeto
definitivo.
Objetivos do Projeto
- Geral
Baseado na eficiência das áreas alagadas naturais, este trabalho tem como objetivo analisar a
viabilidade da utilização de sistemas wetlands construídas para tratamento do efluente industrial da
Unidade de Pederneiras da empresa Burns Philp Brasil Indústria e Comércio de Alimentos.
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- Específicos
•
Avaliar a eficiência global do tratamento da estação piloto de wetlands construídas a ser
implantada na Unidade de Pederneiras da empresa Burns Philp Brasil Indústria e Comércio de
Alimentos, na remoção das variáveis físico-químicas e biológicas;
•
Avaliar a eficiência de cada etapa do tratamento da estação piloto de wetlands construídas a
ser implantada na Unidade de Pederneiras da empresa Burns Philp Brasil Indústria e Comércio de
Alimentos,. na remoção das variáveis físico –químicas e biológicas;
•
Analisar qual tecnologia e qual combinação de tecnologias é a mais adequada para o
tratamento do efluente a ser tratado;
•
Estimar a produção de biomassa nos diferentes sistemas de wetlands construídos a serem
utilizados na estação piloto;
•
Propor opções de utilização e destino da biomassa produzida nos sistemas de wetlands
construídos;
Descrição da Área de Estudo
Segundo KOLTEC. 2004, a estação piloto de wetlands construídas, proposta a ser implantada
para tratamento do efluente da fábrica de Pederneiras, será composta por uma combinação de
técnicas de wetlands construídas, sendo elas: canais de macrófitas aquáticas flutuantes (MAF),
canais de macrófitas aquáticas emergentes (MAE) e solos filtrantes (Sistema DHS).
O sistema piloto será composto por 03 módulos, sendo que cada módulo será constituído de 01
canal MAF, 01 canal MAE e 02 células do sistema DHS. A área total do sistema piloto será de 1.570
m2, sendo destinados 270 m2 para o canal de macrófitas aquáticas flutuantes, 270 m2 de canal de
macrófitas aquáticas emergentes e 360 m2 de solos filtrantes e aproximadamente 870 m2 destinados
aos taludes e corredores entre os módulos de tratamento. A vazão a ser tratada será de 0,5 L.s-1. (Fig.1)
Avaliação da Eficiência Global e das várias Etapas do Tratamento da Estação
Piloto
A avaliação de eficiência da estação piloto deverá ser verificada quali e quantitativamente através
de um protocolo de análises físico-químicas, (temperatura, oxigênio dissolvido, pH, turbidez,
condutividade, cor, sólido suspensos totais e dissolvidos totais, nitrogênio total, amônia, nitrato,
nitrito, fósforo total, fosfato total e inorgânico dissolvido, demanda bioquímica de oxigênio e demanda
química de oxigênio, potássio, cálcio, magnésio, enxofre, cobre total, manganês total, zinco total,
ferro total, sódio, cloretos) e hidrobiológicas (coliformes fecais e totais), comparando as
características do efluente nas várias etapas do tratamento.
Os resultados obtidos das concentrações das variáveis, a serem analisadas na saída do sistema
piloto de tratamento, serão também comparados com as condições e limites permissíveis para
lançamento de efluentes em corpos receptores estabelecidos pelas legislações estadual e federal.
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(Artigo 18 do Decreto 8468 de 08/09/76-estadual e Artigo 21 da RESOLUÇÃO CONAMA 20/86 –
federal).
A freqüência de amostragem será mensal durante 12 meses, em 10 pontos de coleta descritos a
seguir:
•
Entrada da estação piloto;
•
Saída do canal de macrófitas flutuante do primeiro módulo;
•
Saída do canal de macrófitas emergentes do primeiro módulo;
•
Saída do solo filtrante do primeiro módulo;
•
Saída do canal de macrófitas flutuante do segundo módulo;
•
Saída do canal de macrófitas emergentes do segundo módulo;
•
Saída do solo filtrante do segundo módulo;
•
Saída do canal de macrófitas flutuante do terceiro módulo;
•
Saída do canal de macrófitas emergentes do terceiro módulo;
• Saída do solo filtrante do terceiro módulo.
Figura 1: Esquema da estação piloto de áreas
alagadas construídas proposta para o
tratamento do efluente industrial
Estimativa da Produção de Biomassa
O crescimento e desenvolvimento das plantas aquáticas presentes no sistema serão analisados
mensalmente durante um ano, medindo-se parâmetros biométricos de número de folhas, tamanho e
espessura, tamanho do caule, tamanho das raízes, peso seco da planta, taxas de crescimento.
Formação de Banco de Dados
Todos os dados a serem obtidos (em campo ou em laboratório) em relação às variáveis
limnológicas, hidrológicas e biométricas no sistema de wetlands construídos serão organizados e
transcritos para forma digital. O agrupamento, interação e correlação dos dados de forma organizada
irão permitir uma análise da variabilidade e das tendências das variáveis através da elaboração de
tabelas e gráficos. As mudanças sazonais e sucessionais poderão ser detectadas através da análise
regular dos dados e das tendências apresentadas.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
BRIX, H. Wastewater Treatment in Constructed Wetlands System: Design, Removal Processes
and Treatment Performance. In: MOSHIRI, A. (Org) Constructed Wetlands for Water Quality
Improvement. Boca Raton: Lewish Publishers, 1993. Cap.2, p.9-22
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
CAMPOS, J. C. et al. Tratamento de Chorume do Aterro Sano\itário de Piraí (RJ) utilizando
Wetlands. In: VI Simpósio Brasileiro de Engenharia Sanitária, III-019, Vitória, ES, 2002.
COSTELLO, C. J. Wetlands Treatment of Dairy Animail Wastes in Irish Drumlin Landscape In:
HAMMER, D. A. (Ed) Constructed Wetland for Waste Water Treatment: Municipal, Industrail e
Agricultural. Michigan: Lewis Publishers, INC, 1989. Cap. 40e, p. 702-709
FERREIRA, J. A. et al. Uma Revisão das Técnicas de Tratamento de Chorume e a Realidade
do Estado do Rio de Janeiro. In. 21º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, III108, João Pessoa, PB, 2001
IEA. Instituto de Ecologia Aplicada. Relatório Técnico, 1997
JUCÁ, J.F.T. Disposição Final dos Resíduos Sólidos Urbanos no Brasil, 2003. Disponível em http:
// www. grs - ufpe. com. br / downloads / publicacoes /regeo 2003-
juca1.pdf > acesso em 22 jan.
2004.
KADLEC, R.H. Wetlands for Water Polishing: Free Water Surface Wetlands. In. MITSH, W. J.
(Org) Global Wetlands: Old World and New. New York: Elsevier Science, 1994. p. 411- 420
KOLTEC CONSULTORES ASSOCIADOS S/S LTDA. Projeto de Implantação do Sistema Piloto
Através da Utilização de Técnicas de Wetlands Construídos para o Tratamento do Efluente Industrial
da Fábrica de Pederneiras/SP da Burns Philp Brasil Indústria e Comércio de Alimentos. 2004, 16 p.
MANFRINATO, E. S. Avaliação do Método Edafo-fitoprdagógico para o tratamento preliminar de
águas. Tese de Doutorado, Escola Superior de Aqüicultura “Luiz de Queiroz” Universidade de São
Paulo, 1989
SALATI, E Edaphic-Phytodepuration: A New Aproach to Wastewater Treatment. In: REDDY, K.R
and SMITH, W.H. (Orgs) Aquatic Plants for Water Treatment and Resource Recovery. Orlando:
Magnolia Publishing Inc, 1987.
SALATI, E. Utilização de Sistemas de Wetlands Construídas para Tratamento de Águas.
Relatório técnico para o Programa de Pós Graduação em Ciências da Engenharia Ambiental da
EESC. São Carlos, SP, 2000, 36 p.
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Detecção de Metais através de uma “Língua Eletrônica”
C.M. Santana1, B.A. da Silva2, P.A. Antunes2, C.J.L. Constantino2, A. Riul Jr2
Depto de Física, Química e Biologia, FCT/UNESP, 19060-900, Presidente Prudente, SP,
Email:[email protected], [email protected] .
Resumo
A aplicação de materiais semicondutores orgânicos, tais como polipirrol (Ppy) e derivados de perileno
(PTCD), como unidades sensoriais de uma “língua eletrônica”, para diferenciação de paladares e bebidas,
vem sendo testada com sucesso em nossos estudos. Neste trabalho serão apresentados os resultados
relativos à interação desses materiais com íons metálicos dispersos em subfase líquida a partir da
formação de filmes ultrafinos de Ppy e PTCD sobre esta subfase (filmes de Langmuir). Medidas elétricas
via analisador de impedância foram realizadas a partir da transferência dos filmes de Langmuir para
eletrodos interdigitados (filmes Langmuir-Blodgett - LB). A técnica LB para o estudo dos filmes ultrafinos
foi utilizada por permitir um certo controle sobre a organização molecular dos materiais depositados, além
de possibilitar um tempo de resposta rápido e elevada sensibilidade nesse tipo de dispositivo. Os filmes
de Langmuir foram investigados via isotermas de pressão de superfície vs área molecular média (Π-A)
utilizando quatro tipos diferentes de subfases. Primeiramente, foi observado o comportamento e
estabilidade de monocamadas obtidas na interface ar/água. Após estes testes foram obtidas isotermas ΠA com subfases aquosas contendo íons de cobre, chumbo e cádmio nas concentrações máximas
permitidas para potabilidade de acordo com as normas da SABESP. Finalmente, os filmes foram
transferidos da interface ar/água para a superfície de eletrodos interdigitados, que foram utilizados como
unidades sensoriais para análise de água ultrapura “contaminada” com quantidades ínfimas de íons
metálicos em solução.
Introdução
O presente trabalho tem como objetivo avaliar a presença de íons metálicos em meio aquoso, em
diferentes concentrações molares, utilizando filmes nanoestruturados de polipirrol (Ppy) e o bis (nbutilimido) perileno (BuPTCD), cujas estruturas moleculares estão apresentadas na Figura 1.
a-)
b-)
Figura 1 - Representação da estrutura química dos materiais estudados: (a) Bis (n-butilimido) perileno;
(b) Polipirrol.
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Atualmente há grande preocupação das sociedades com as conseqüências de suas atividades para o
meio ambiente, pois dela resulta a qualidade de vida das gerações futuras. Um dos principais problemas
é a crescente emissão de metais no meio ambiente através de atividades industriais, agrícolas, de
mineração, etc. Como sais metálicos são solubilizados em água, eles podem atingir qualquer tipo de
ecossistema, gerando sérios danos ao meio ambiente devido à elevada toxicidade em função da
quantidade ingerida, de seus potenciais carcinogênicos, mutagênicos ou teratogênicos, e/ou
bioacumulação, potencializando os efeitos nocivos ao longo da cadeia alimentar [1]. Conseqüentemente,
é altamente desejável o desenvolvimento de sensores para detecção destes poluentes em sistemas
líquidos.
Nesse sentido, tem havido intensa atividade de pesquisa nos últimos anos em sensores atuando em
sistemas líquidos, comumente denominados de “língua eletrônica”, com a capacidade de detectar e
diferenciar substâncias com diferentes paladares, efeitos de supressão e verificar a presença de
contaminantes orgânicos e inorgânicos em água [2]. É um dispositivo economicamente mais viável do
que as tecnologias convencionais, como as cromatografias líquida e gasosa, espectroscopia de absorção
atômica ou de plasma, havendo grande interesse das indústrias de bebidas, alimentos, farmacêutica e da
agroindústria, pois se evita a exposição de seres humanos a substâncias tóxicas ou de paladar
desagradável, não havendo ainda a perda de sensibilidade após longos tempos de exposição, cansaço
e/ou resfriados, como ocorre com seres humanos.
A deposição de filmes ultrafinos de Ppy e BuPTCD sobre os eletrodos interdigitados, compondo as
unidades sensoriais do dispositivo, foi realizada utilizando-se a técnica Langmuir-Blodgett (LB) devido ao
elevado potencial de aplicação prática decorrente de propriedades relacionadas com esse tipo de filme,
como alto grau de ordenamento molecular e controle de espessura produzidos, além da possibilidade de
estudar interações decorrentes entre materiais dispersos na subfase e monocamadas formadas na
interface ar/água [3,4]. A análise sensorial foi realizada utilizando espectroscopia de impedância por ser
uma ferramenta poderosa na investigação de interações entre analitos e os materiais que constituem as
unidades sensoriais, dispensando o uso de eletrodo de referência, que pode vir a ser problemático quanto
à confiabilidade de medidas, para determinadas aplicações, devido à miniaturização do sistema [5].
Experimental
O Ppy e BuPTCD foram processados de acordo com [6,7], sendo caracterizados através das
isotermas Π-A. Todas as isotermas foram produzidas a 20°C em uma cuba de Langmuir modelo KSV
2000 instalada em uma sala localizada no Departamento de Física, Química e Biologia da Faculdade de
Ciências e Tecnologia, unidade da UNESP em Presidente Prudente-SP. Algumas medidas foram
tomadas para minimizar a contaminação da subfase, como a montagem de uma caixa acrílica por cima
da Cuba de Langmuir, vedação interna e externa das janelas com silicone, ar condicionado dotado de
filtros e limpeza regular da sala com aspirador de pó. Para todas as análises a velocidade das barreiras
foi de 10 mm/min e os volumes espalhados foram de 400 µL para o polipirrol e 200 µL para o BuPTCD.
Verificou-se o comportamento dos materiais em água ultrapura e subfases de CuCl2, PbCl2 e CdCl2, em
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concentrações de 2,0 mg/L, 0,01 mg/L e 0,005 mg/L, respectivamente [8]. Todas as soluções foram
preparadas com água ultrapura obtida de sistema Simplicity Milli-Q da Millipore. Os filmes foram
posteriormente depositados sobre eletrodos interdigitados de ouro contendo 50 pares de dígitos
separados 10 μm uns dos outros. As medidas elétricas foram realizadas com os eletrodos imersos nas
soluções líquidas e a aquisição de dados feita com um analisador de impedância Solartron (modelo
1260A), na faixa de freqüência de 1Hz – 1MHz.
Resultados e Discussão
As isotermas Π-A foram analisadas observando a área extrapolada (Aext), obtida extrapolando a região
condensada da curva Π-A até o eixo das abscissas [4,7], e o ponto de colapso do filme, no qual ocorre
uma inflexão da isoterma posterior à região condensada, sugerindo uma transição de fase [7,9]. Os
resultados estão ilustrados na Figura 2. A presença de metais na subfase líquida altera o comportamento
das isotermas dos materiais em relação àquelas obtidas em água ultrapura. No caso do PPy, as
isotermas foram deslocadas em direção de menores áreas devido à presença dos íons na subfase,
ocorrendo o contrário para o BuPTCD. Já o ponto de colapso foi alterado de forma mais significativa, para
ambos os materiais, pela presença de íons Pb+2 na subfase. Tais mudanças devem estar relacionadas a
alterações na estruturação das moléculas que compõem as monocamadas na interface ar/água [7] e/ou a
simples interação eletrostática entre estas moléculas devido à interação com os íons metálicos na
subfase. As interações específicas serão investigadas por espectroscopia vibracional.
BuPTCD
50
Pressão de superfície (mN/m)
Pressão de superfície (mN/m)
Ppy
MiLLi_Q
+2
Cu
40
30
20
10
0
0
2
4
6
8
60
Milli_Q
+2
Cu
50
40
30
20
10
0
0
10
25
50
75
100
2
Área molecular média (Å )
2
Área molecular média (Å )
CuCl+2
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50
Pressão de superfície (mN/m)
Pressão de superfície (mN/m)
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Milli_Q
+2
Cd
40
30
20
10
60
Milli_Q
+2
Cd
50
40
30
20
10
0
0
0
0
2
4
6
8
10
25
50
75
100
2
Área molecular média (Å )
2
Área molecular média (Å )
50
Pressão de superfície (mN/m)
Pressão de superfície (mN/m)
CdCl+2
Milli_Q
+2
Pb
40
30
20
10
0
0
2
4
6
8
60
Milli_Q
+2
Pb
50
40
30
20
10
0
0
10
25
50
75
100
2
2
Área molecular média (Å )
Área molecular média (Å )
PbCl+2
Figura 2 – Curvas (П-A) de Ppy (à esquerda) e BuPTCD (à direita) comparando resultado em água
ultrapura e isotermas obtidas com subfases contendo cobre (2mg/L), cádmio (0,005mg/L) e chumbo
(0,01mg/L).
Na aplicação sensorial, mesmo para concentrações molares baixíssimas, os materiais selecionados
apresentaram ótima sensibilidade de resposta à presença de contaminantes inorgânicos em água. Para
cada solução analisada foram realizadas cinco medidas de impedância elétrica em uma faixa de
freqüência de 1 Hz a 1MHz. Como a região em torno de 1 kHz é a que revelou a maior interação entre os
filmes cobrindo os eletrodos interdigitados e as soluções estudadas [2], os resultados adquiridos foram
analisados nessa freqüência através das Componentes Principais (PCA, do inglês “Principal Component
Analysis”), que é um rigoroso método matemático para verificar a variância e a correlação de um conjunto
de amostras. A Figura 3 ilustra a habilidade de diferenciação obtida pelos materiais quando expostos a
soluções contendo diferentes íons metálicos, em uma mesma concentração molar.
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Figura 3 - Gráfico PCA para análise de diferentes metais a 2 mg/L.
Particularmente à Figura 3, a segunda Componente Principal parece estar associada com o peso
atômico dos elementos, ou seja, quanto mais para cima, maior o peso atômico do íon metálico em
solução.
O sensor exibe ainda boa reprodutibilidade e elevada sensibilidade, como exemplificado na Figura 4 a
seguir. As medidas em água correspondem àquelas realizadas antes e após a exposição dos materiais às
soluções contendo os íons metálicos. Ressalta-se que entre uma medida e outra os eletrodos foram
lavados extensivamente em água destilada.
Figura 4 – Gráfico PCA de água contendo diferentes concentrações molares de Cu+2.
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Apesar da falta de correlação entre as componentes principais na Figura 4, que não é trivial,
observa-se que o dispositivo consegue avaliar águas contendo quantidades ínfimas de Cu+2 em solução.
Verifica-se também a não contaminação das unidades sensoriais pelos íons metálicos, o que indica que
as mesmas podem ser reutilizadas para avaliação de diferentes sistemas líquidos, tornando esse tipo de
tecnologia economicamente atraente.
Conclusões
A análise das isotermas de pressão de superfície vs área molecular média (Π-A) mostrou que a
presença de íons metálicos na subfase líquida possui um papel importante na estruturação das
monocamadas de Ppy e BuPTCD. Estudos preliminares indicam ótima sensibilidade de resposta elétrica
dos materiais na análise de sistemas líquidos contendo os metais utilizados para o estudo das isotermas
Π-A. O conjunto (Ppy + BuPTCD) consegue avaliar de maneira simples e rápida traços ínfimos de
contaminantes inorgânicos em água, além de identificá-los através de métodos estatísticos como o PCA,
sem a necessidade de análise laboratorial complexa. Além de elevada sensibilidade, ressalta-se ainda a
boa reprodutibilidade observada nas medidas realizadas em água destilada antes e após a exposição às
soluções contendo íons metálicos.
Agradecimentos
A FAPESP, CNPq e IMMP pelo apoio financeiro recebido, e ao LNLS pela fabricação dos
microeletrodos interdigitados utilizados.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
[1] B. Braga, I. Hespanhol, J.G.L. Conejo, M.T.L. Barros, M. Spencer, M. Porto, N. Nucci, N. Juliano,
S. Eiger, “Introdução à Engenharia Ambiental”, Prentice Hall, 1st edit. (2002).
[2] A.Riul Jr, D.S. dos Santos Jr, K. Wohnrath, R. Di Toammazo, A.C.P.L.F. Carvalho, F.J. Fonseca,
O.N. Oliveira Jr, D.M. Taylor, L.H.C. Mattoso, Langmuir 18, 239 (2002).
[3] O.N. de Oliveira Jr., D.M. Taylor, “O largo potencial do filmes ultrafinos”, Ciência Hoje 12 (67), 20
(1990)
[4] M.C. Petty, “Langmuir-Blodgett Films: An Introduction”, ed. Cambridge University Press, London
(1996)
[5] A. Legin, A. Rudnitskaya, Y. Vlasov, C. Di Natale, A. D´Amico, Sensors and Actuators B 58, 464
(1999).
[6] S.V. Mello, A. Dhanabalan, O.N. Oliveira Jr., “LB films of parent Polylyrrole”, Synthetic Metals 102,
1433 (1999)
[7] C.J.L. Constantino, P.A. Antunes, C B. Oliveira, M. Trsic, I. Caracelli, R.F. Aroca, “Surface
Pressure- Area isotherms for Langmuir monolayers and a docking molecular orientation of perylene
tetraboxylic derivatives on a water surface.”, Canadian Journal of Analytical Sciences and Spectroscopy,
no prelo.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
[8] www.sabesp.com.br/legislacao
[9] C.J.L. Constantino, P.A. Antunes, E.C. Venancio, N. Consolin, F.J. Fonseca, L.H.C. Mattoso, R.F.
Aroca, O.N. Oliveira Jr., A. Riul Jr., “Nanoestrustured films of perylere derivatives: High performance
materials for taste sensor applications”, Sensors Letters, no prelo.
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Levantamento da Vegetação Ciliar na Microbacia do Córrego do Matão, Mogi
Guaçu/SP
RICCI, A.B.¹ e-mail: [email protected]
COSTA, C.¹ e-mail: [email protected]
HEREFELD, T.C.¹ e-mail: [email protected]
LEITE, I.R.C.¹ e-mail: [email protected]
FRANCATO, A.A.¹ e-mail: [email protected]
¹Faculdade Municipal Professor Franco Montoro.
Introdução
O processo de ocupação do Brasil caracterizou-se pela falta de planejamento e conseqüente
destruição dos recursos naturais, particularmente das florestas. Ao longo da história do País, a cobertura
florestal nativa, representada pelos diferentes biomas, foi sendo fragmentada, cedendo espaço para as
atividades humanas (Martins, 2001).
Neste processo de degradação as matas ciliares, apesar de protegidas por legislação (lei 4.771 de
1965) a quase 4 décadas, vem sofrendo intensa intervenção antrópica por uma série de fatores como a
construção de hidrelétrica e estradas, implantação de culturas agrícolas e de pastagens, além do
processo de urbanização.
A microbacia hidrográfica do córrego do Matão possui área de 1298ha, localizada ao norte do
município de Mogi Guaçu – SP, está situada na zona rural com presença de pequenas propriedades
rurais. Dentre as alterações que a bacia sofreu, o aspecto da vegetação foi um dos mais afetados, e ao
longo de seus 8km (aproximadamente) os 30 m de mata ciliar definidos no Código Florestal não são
mantidos.
A qualidade da água de um determinado curso depende dos usos e atividades desenvolvidos em toda
a bacia hidrográfica, pois as mudanças ocorridas nos ambientes naturais, tais como no solo e na
vegetação, resultam em alterações que afetam não só a qualidade, mas a quantidade da água (Mota,
1995). Uma bacia situada em uma área agrícola, como é o caso da bacia do córrego do Matão, também
sofre alterações devido aos usos e às atividades rurais, como exemplo, podemos citar os
desmatamentos, os movimentos de terras e a poluição do curso d’água por pesticidas e fertilizantes.
As matas ciliares, que são as formações vegetais que acompanham os cursos d’água, têm segundo
Mueller (2002) como principais funções a regulação do fluxo natural das águas, evita que sejam
carregadas terras das pelas águas das chuvas desencadeando processos erosivos e assoreamento e
forma uma barreira à percolação de poluentes no solo, evitando que os mesmos alcancem os recursos
hídricos.
A recuperação das matas ciliares é de grande urgência e importância para a preservação dos
recursos hídricos, pois só no Estado de São Paulo a estimativa da Secretaria de Meio Ambiente (2003), é
que cerca de mais de 1 milhão de hectares de áreas marginais a cursos d’água já não têm mais mata
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ciliar, e de acordo com os dados do levantamento da cobertura vegetal no Plano da Bacia Hidrográfica do
Rio Mogi Guaçu (2003), o município de Mogi Guaçu possui 2.371ha de vegetação nativa (cerrado,
cerradão e mata) o que corresponde a apenas 2,47% de seu território.
Objetivo
O objetivo deste trabalho é realizar um diagnóstico situacional da mata ciliar da bacia hidrográfica do
córrego do Matão, através da quantificação da cobertura vegetal das margens do córrego.
Materiais e Métodos
Localização e caracterização da área
Localizada ao norte do município de Mogi Guaçu – SP, a bacia do Matão está compreendida entres
as coordenadas UTM 365620.5295; 357595.8659 (latitude) e 7519816.7598; 7513849.1593 (longitude).
A bacia hidrográfica do córrego do Matão possui área de drenagem de 1298000m² (12980ha) e
perímetro de 19199.2444m (19,2km), com extensão de seu córrego principal de 7.988 m e rede de
drenagem (soma dos canais) de 15,121km, com 9 nascentes é uma bacia de 2ª. Ordem.
Metodologia
Através das cartas planialtimétricas na escala de 1:50.000, editadas (digitais) pelo IBGE (folhas SF23-Y-A-III-3, SF-23-Y-A-II-4 e SF-23-Y-A-III-1) foram calculados as características físicas (área,
perímetro,extensão, etc) através do programa AutoCAD 2000.
Aplicou-se às margens esquerda e direita de toda a rede de drenagem da bacia faixas laterais com
largura de 30m e nas nascentes e reservatórios (pequenas represas) 50m de faixa. Tais procedimentos
foram realizados através da digitalização da fotografia aérea (1:10.000), no programa AutoCAD 2000 foi
que calculado a área de mata ciliar existente e a área de preservação permanente.
Resultados
A área considerada por legislação como Área de Preservação Permanente no córrego do Matão foi
calculado em 125ha o que corresponde a 9,63% da área total da bacia (figura 1). A área de mata ciliar
existente foi calculada em 75,4ha, correspondendo a 60,33% dos 125ha de mata ciliar protegidos por
legislação.
A área com necessidade de reflorestamento é de 49,6ha, adotando-se um espaçamento médio de
plantio de 3x3m entre mudas, o déficit de árvores a serem plantadas é de 5.5111.
Pôde-se verificar que a margem direita do córrego está mais preservada, tendo em alguns trechos
faixas maiores que 30m de vegetação.
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Figura 1. Área de Preservação Permanente
Figura 2. Área de Vegetação Ciliar
Conclusão
A cobertura vegetal, especialmente as florestas e os campos cultivados juntamente com os fatores
geológicos tem grande influência no condicionamento da rapidez do escoamento superficial, nas taxas de
evaporação e na capacidade de retenção de água (Garcez & Alvarez, 1999). Devendo, portanto cada
bacia ter uma determinada porcentagem de área de cobertura vegetal. Assim a recuperação da
vegetação ciliar na microbacia do córrego do Matão é de grande importância para a regulação do regime
hídrico e também para a preservação da qualidade das águas.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
BRASIL.
Lei
4.771
de
15
de
Setembro
de
1965.
Código
Florestal.
Disponível
em:
<http://www.planalto.gov.br/ccivil_03/Leis/L4771.htm>. Acesso em: 17 julho 2004.
COMITÊ DA BACIA HIDROGRAFICA DO RIO MOGI GUAÇU, Plano da Bacia Hidrográfica do Rio
Mogi Guaçu, São Carlos: Suprema, 2003, p.
GARCEZ, L. N. e ALVAREZ, G. A. Hidrologia. 2ª.ed. São Paulo: Afiliada, 1999. 291p.
MARTINS, S.V. Recuperação de matas ciliares. Editora Aprenda Fácil. Viçosa, 2001.146p.
MOTA, S.Preservação e Conservação de Recursos Hídricos, 2ªed,Rio de Janeiro: ABES,1995. 200p.
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Utilização da Moringa oleifera como Coagulante Natural no Tratamento de Água
Ivan Renato C. Leite (1); Cid da Costa (1); Thiago C. Herefeld (1); Adélio T. Francato (1); Mauro P.
Moreira (2).
(1) Aluno da FMPFM/Engenharia Ambiental;
(2) Professor da FMPFM/Engenharia Ambiental.
[email protected]
Resumo
A necessidade do tratamento de água para consumo humano é de vital importância para qualidade de
vida da população, seja ela residente em meio urbano ou rural. Levando-se em consideração que os
tratamentos convencionais são onerosos (sobre tudo para países subdesenvolvidos), devido aos tipos de
coagulantes ou floculantes químicos utilizados, surge à necessidade de utilizar técnicas que se
apresentem eficazes e de baixo custo, sendo para isso proposto um estudo no qual, utiliza-se sementes
de Moringa oleifera como coagulante natural biodegradável. No entanto, seu efeito no tratamento de água
no meio urbano ainda é uma incógnita, sendo pouco explorado. Para tanto, irá verificar-se a eficiência
que este processo promoverá no tratamento de águas superficiais com turbidez elevada, pelo processo
de precipitação de colóides. Para isso serão determinados os parâmetros físico-químicos relacionados
com a qualidade da água como, o pH, a condutividade, os sólidos totais, o tempo de coagulação, a
temperatura e a turbidez das amostras utilizadas. Os resultados serão analisados estatisticamente
através da análise da variância, comparação das médias e correlações.
Introdução e Justificativa
A importância da água para a manutenção dos padrões aceitáveis de qualidade ambiental é
indiscutível. Seu tratamento é de grande importância para o desenvolvimento sócio/econômico-ambiental,
tanto para áreas urbanas como rurais, visto que nas cidades o tratamento convencional utilizando sulfato
de alumínio ou mesmo o cloreto férrico é de custo elevado e que em pequenas propriedades rurais o
tratamento praticamente não existe. Como produto indispensável à manutenção da vida no planeta, a
água tem despertado o interesse dos mais diversos setores motivando-os a elaborarem modelos de uso e
gestão capazes de compatibilizar as demandas crescentes com a relativa escassez do produto na
qualidade desejada (CARRIJO, 2002).
Descobertas recentes do uso de sementes trituradas de M. oleifera para a purificação de água, a um
custo de apenas uma fração do tratamento químico convencional, constituem uma alternativa da mais alta
importância. A Moringa é uma planta arbustiva com propriedades dentre as mais diversas de promover
tratamento primário de águas. Podemos imaginar duas zonas de difusão que significam estratégias
diferentes: meio rural, ou seja, as comunidades rurais sem sistema de abastecimento d’água e o meio
urbano (NETO, 2003).
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Tendo em vista o problema sobre o custo e a acessibilidade dos coagulantes naturais para as
estações de tratamento e para utilização por comunidades rurais e as necessidades por técnicas
alternativas, o presente trabalho busca a demonstração da eficiência obtida através da utilização de um
coagulante natural de fácil aquisição, que permita a clarificação de água de consumo tanto para as áreas
rurais como para regiões urbanas.
Revisão Bibliográfica
Clarificação de Águas Utilizando Sementes de Moringa oleifera como Biopolímero
Historicamente o uso das sementes de Moringa oleifera no tratamento de água é relatado desde 2000
anos antes de Cristo na Índia. Mais recentemente sua utilização vem sendo descrita no Sudão para
purificação de água de uso doméstico. Nos trópicos onde encontram se países em desenvolvimento, o
estudo sistemático deste processo vem recebendo maior atenção pelo fato dos coagulantes químicos
normalmente utilizados no tratamento possuírem um custo elevado. Uma alternativa para esse fato é o
uso de coagulantes naturais, geralmente de origem vegetal, para promover a coagulação das impurezas
contidas na água (NETO, 2003; RANGEL, 1999; PARROTA, 1993).
As descobertas recentes do uso de sementes trituradas de Moringa oleifera para a purificação de
água, a um custo de apenas uma fração do tratamento químico convencional, constituem uma alternativa
da mais alta importância. Tais sementes podem ser usadas no tratamento de água, abrindo
possibilidades que asseguram que os países emergentes possam ter água potável para uso doméstico
(NETO, 2003; RAMACHANDRAN et. al., 1980).
No processo de clarificação de águas são usados os cotilédones de suas sementes moídas. Essas
sementes possuem polissacarídeos com forte poder aglutinante como o ácido glutâmico, a proline, a
metionine, e a arginine que atuam como um polieletrólito catiônico agindo como floculantes, aglutinando
partículas sólidas presentes na água, fazendo-as sedimentar, sendo capaz de eliminar a turvação, micropartículas, fungos, bactérias e vírus num processo igual ao usado nas estações de tratamento de água
(SUTHERLAND et al., 1989; JAHN, 1988). Mas o mecanismo de coagulação desses peptídeos ainda é
pouco conhecido (JAHN, 1988). Deve ser observado, porém, que o uso do tratamento com sementes,
assim como o de outros coagulantes naturais e químicos, não produz água purificada, por tratar-se de um
tratamento primário, necessitando de outras etapas para que essa possa estar dentro de padrões de
potabilidade aceitáveis.
O uso das sementes da Moringa oleifera como coagulante apresenta dupla vantagem (NETO, 2003):
Primeiro, um efeito de tratamento físico (diminuição da turbidez) da água pela coagulação do material
em suspensão.
Segundo, um efeito de tratamento biológico eliminando os microrganismos patogênicos, ação devida
a dois fatores: I) Uma grande parte dos microrganismos estão fisicamente ligados às partículas em
suspensão na água, quando são retiradas depois da coagulação, eliminam-se esses microorganismos; II)
Os cotilédones contêm uma substância antimicrobiana aumentando o efeito do tratamento biológico da
água.
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JAHN, 1988, descreve que com a dosagem de semente adequada, é possível reduzir de 98 a 100% o
número de coliformes fecais de águas brutas inicialmente fortemente turbidas, após a coagulação, a uma
turbidez inferior a 10 NTU.
Segundo PATERNIANI, 2004, as dosagens recomendadas de sementes para o tratamento de água
são dadas de acordo com a turbidez da água bruta (Tabela 1).
Tabela 1: Dosagem de sementes recomendadas de acordo com a turbidez da água.
Turbidez da água Dosagem
bruta (NTU)
(mg/L)
<50
10 a 50
50 a 150
30 a 100
>150
50 a 200
Fonte: PATERNIANI, 2004.
SILVA et. al., 2004, descreve que além das vantagens no tratamento físico da água, o uso das
sementes como biopolímero no processo de coagulação possui várias vantagens em comparação com os
sais químicos:
-A natureza da alcalinidade da água não é consumida durante o processo de tratamento;
-O lodo gerado após tratamento apresenta menor volume, encontra-se livre de metais pesados
quando comparado com o lodo gerado com uso de constituintes químicos;
-Possibilidade de utilizar um coagulante primário natural, produzido no local e com baixo custo
representa um grande potencial na luta contra os problemas ligados ao consumo de água não potável;
-Este biopolímero pode ser originário de plantas locais com fácil processamento dando um caráter
potencial de baixos custos operacionais quando comparados com reagentes químicos muitas vezes
importados.
Objetivos
Demonstrada a importância no levantamento de informações, sobre o tratamento de água para áreas
urbanas e pequenas propriedades rurais, a presente proposta de pesquisa tem os seguintes objetivos:
1) Obter, em nível de laboratório, um produto líquido a partir dos cotilédones das sementes da
Moringa oleifera.
2) Demonstrar a eficiência do tratamento, com relação a tratamentos convencionais, determinando os
presentes efeitos coagulantes, sua estabilidade e a não presença na água de substâncias nocivas
provenientes do tratamento, e as propriedades que podem afetar o uso posterior da mesma.
3) Demonstrar que a técnica é inovadora e aplicável em paises em desenvolvimento, pois se trata de
tecnologia de baixo custo.
4) Possibilidade de desenvolvimentos sócio/econômicos-ambientais.
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Material e Método
Espécie vegetal
Foram utilizadas quantidades conhecidas de sementes de Moringa oleifera previamente preparadas,
adicionadas à amostra a ser tratada.
Água
As amostras de água utilizadas para realização das análises, são de origem laboratorial, sendo
preparada artificialmente com adição Bentônita, conferindo a mesma cor e turbidez.
Delineamento experimental e condução do experimento
O tratamento consiste em moer as sementes, e agrega-las a água limpa, na dosagem conhecida para
cada semente, o qual irá formar uma suspensão. Preparada a suspensão, essa irá ser incorporada às
amostras a serem tratadas promovendo sua clarificação.
Resultados
Parâmetros Avaliados
Análise do pH, condutividade, turbidez
Todos os ensaios realizados levaram em consideração os métodos descritos no Standard Methods
for the Examination of Water and Wastewater, sendo para tanto realizado em cada amostra, a
determinação das influências da dosagem de coagulante na variação do pH, da condutividade, e da
turbidez, o tempo de coagulação, a temperatura e a turbidez inicial das amostras utilizadas.
Delimitam-se então os as etapas previas de análises:
- No primeiro ensaio realizado com as amostras de água, analisou-se a influência da dosagem de
coagulante na variação do pH, da condutividade e da turbidez após duas horas de sua adição.
- No segundo ensaio realizado, analisou-se a influência do tempo de coagulação no pH, na
condutividade, na turbidez e nos sólidos totais, para diferentes valores de dosafens de coagulante.
- A influência da temperatura da amostra de água na variação do pH, da condutividade e da turbidez,
também foi analisada, através de ensaios realizados utilizando valores estabelecidos de coagulante,
com tempo de observação também fixado.
- A influência da turbidez inicial das amostras de água no pH, na condutividade e nos sólidos totais foi
realizada fixando-se a dosagem de coagulante e o tempo.
Tabela 1: Analises Físico-químicos das amostras de água
Parâmetros
Amostra 1 Amostra 2 Amostra 3
Volume (L)
1
1
1
Dosagem de Sementes (mg/L)
0
10
50
PH
9,02
9,02
9,02
Condutividade (mV)
-120,4
-120,4
-120,4
Temperatura (ºC)
30,1
30,1
30,1
Turbidez (NTU)
75
75
75
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Tabela 2: Analises Físico-químicos das amostras de água, após 2 hs do tratamento com Moringa oleifera
Parâmetros
Amostra 1 Amostra 2 Amostra 3
Volume (L)
1
1
1
Dosagem de Sementes (mg/L)
0
10
50
pH
9,02
8,42
8,32
Condutividade (mV)
-120,4
-129,4
-190,0
Temperatura (ºC)
30,1
34,1
34,8
Turbidez (NTU)
75
55
58
Tabela 3: Analises Físico-químicos das amostras de água, após 3 hs do tratamento com Moringa oleifera
Parâmetros
Amostra 1 Amostra 2 Amostra 3
Volume (L)
1
1
1
Dosagem de Sementes (mg/L)
0
10
50
pH
9,02
8,45
8,39
Condutividade (mV)
-120,4
-128,4
-197,3
Temperatura (ºC)
30,1
35,1
36,1
Turbidez (NTU)
75
36
45
Tabela 4: Analises Físico-químicos das amostras de água, após 4 hs do tratamento com Moringa oleifera
Parâmetros
Amostra 1 Amostra 2 Amostra 3
Volume (L)
1L
1L
1L
Dosagem de Sementes (mg/L)
0
10
50
pH
9,02
8,33
8,40
Condutividade (mV)
-120,4
-130,1
-199,8
Temperatura (ºC)
30,1
38,6
39,8
Turbidez (NTU)
75
34
43
Conclusões Parciais
- Aumentando-se a dosagem de coagulante, ocorreu a diminuição no pH e um aumento na turbidez
da amostra de água após 2 hs de coagulação.
- Após 4 hs de coagulação para uma dosagem de coagulante de 10 mg/L obteve-se menor valor de
pH da amostra de água.
- A condutividade atingiu menor valor após 4 hs de coagulação para a dosagem de 50 mg/L de
coagulante.
- O menor valor de turbidez encontrado foi para o tempo de 4 hs de coagulação quando se usou uma
dosagem de coagulante de 10 mg/L.
- A maior elevação do pH observada foi para a massa de 10 mg/L.
- Os valores de temperatura analisados não promoveram variação significativa na variação da
turbidez para amostra que utilizou 10 mg/L de coagulante.
-
Maior turbidez inicial promove um maior aumento do pH e da condutividade, tanto após 2 hs quanto
após 3 hs de coagulação.
REFERÊNCIA BIBLIOGRÁFICA
1- JAHN, S. A. A. “Proper Use of African Natural Coagulants for Rural Water Supplies: research in the
Sudan and a guide for new projects”, GTZ, 1986, 541 p.
Página 69 de 129
Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
2- JAHN, S. A. A. “Using Moringa Seeds as Coagulants in Developing Coutries”, p. 43-50 in journal
AWWA, management and operations, 1986.
3- JAHN, S. A. A. The traditional Domestication of a Mutipurpose Tree Moringa Stenopetala in the
Ethopian Rift Valley”, p. 244-247, 1988. In Ambio vol. 20 nº 6, sept. 1991
4- APHA-AWWA-WPCF. “Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater”American
Public Health Association. Nova Iorque. 20th. 1998
5- CARRIJO, K. C. Estudo da viabilidade de utilização de floculantes naturais biodegradáveis na
clarificação de águas. Uberlândia. 2002. 123 f. Monografia de Graduação. Universidade Federal de
Uberlândia.
6- NETO, M. A. Moringa oleifera. Disponível em: <http://www.cpsata.embrapa.br/doc/posters.htm>
Acesso em: 06 de março de 2004.
7- PARROTTA, J. A. Moringa oleifera Lam. Resedá, horseradish tree. New Orleans, LA: U.S.
Department of Agriculture, Forest Service, Southern Forest Experiment Station. 1993. p. 366 - 370
8- PATERNIANI, J. E. S. Potencialidade do reuso da água na agricultura. 2004.
9- RAMACHANDRAN, C.; PETER, K. V.; GOPALAKRISHNAN, P.K. 1980. Drumstick (Moringa
oleifera): a multipurpose Indian vegetable. Economic Botany. p. 276-283.
10- RANGEL, M. S. A Moringa oleifera: Uma Planta de Uso Múltiplo. Embrapa Tabuleiros Costeiros.
Aracaju-SE. Circular Técnica nº 9. 1999.41p.
11- SILVA, F. J. A.; SOUZA, L. M. M.; MAGALHÃES, S. L. Uso Potencial de Biopolímero de Origem
Vegetal na Descolorização de Efluente Têxtil. 2004.
12- SUTHERLAND, J. P.; FOLKARD, G. K.; GRANT, W.D. Seeds of Moringa species as naturally
occurring flocculants for water treatment. Science, Technology and Development. p. 191-197. 1989.
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A Toxicidade da Cianobactéria Microcystis aeruginosa aos Cladóceros
Planctônicos Daphnia similis, Ceriodaphnia dubia e Ceriodaphnia silvestrii
OKUMURA, DENISE T.1,3; TAKENAKA, RENATA A.2; BARBOSA, ROSANA M.1 (COORIENTADORA) & ROCHA, ODETE1 (ORIENTADORA).
1
Departamento de Ecologia e Biologia Evolutiva - CCBS - UFSCar
2
Programa de Pós-Graduação em Ciências da Engenharia Ambiental - EESC - USP
3
Email: [email protected]
Introdução
O crescimento da agroindústria tem sido bastante acelerado nas últimas décadas. A grande biomassa
das monoculturas e a necessidade de intensificar o crescimento vegetal têm levado ao uso extensivo de
fertilizantes. A taxa de urbanização tem também crescido rapidamente, com o conseqüente aumento das
descargas de esgotos sem nenhum tratamento prévio. Esses dois processos, em larga escala, são hoje
as principais causas da eutrofização de rios, lagos e reservatórios, em muitas regiões brasileiras
(TUNDISI & MATSUMURA-TUNDISI, 1992).
Com a eutrofização ocorrem muitas mudanças nos sistemas aquáticos e uma rápida resposta é
geralmente observada para a comunidade fitoplanctônica que apresenta um decréscimo na diversidade
de espécies e um aumento da dominância de cianobactérias (CHORUS, 2001). Isso ocorre porque
quantidades excessivas de nutrientes (nitrogênio e fósforo) somadas a outras condições ambientais
favoráveis, como altas temperaturas e estabilidade, são os principais estímulos para o desenvolvimento
dessas florações algais.
As florações de cianobactérias podem causar gosto e odor desagradável na água como também
alterar o equilíbrio ecológico do ecossistema aquático. No entanto, o mais grave problema é o fato de
certas espécies serem capazes de produzir toxinas que podem ser acumuladas na rede trófica ou
produzir diferentes sintomas de intoxicação, atingindo conjuntos de organismos muito além da
comunidade aquática (DI BERNARDO, 1995). As cianobactérias produzem freqüentes florescimentos
tóxicos em águas doces. No entanto, as cianotoxinas são encontradas somente em cerca de quarenta
espécies de cianobactérias (SKULBERG et al., 1993).
A existência de condições ambientais favoráveis ao desenvolvimento de florações de cianobactérias
durante o ano todo, além dos sérios riscos à saúde humana associados aos subprodutos algais,
evidenciam a relevância do tema em questão e revelam a necessidade de ampliação das pesquisas
sobre cianobactérias e suas toxinas.
Nesse trabalho, avaliou-se a toxicidade da cianobactéria Microcystis aeruginosa (cepa NPLJ-4) e das
toxinas presentes em florações naturais de cianobactérias nos reservatórios do médio rio Tietê (Barra
Bonita e Ibitinga) aos cladóceros planctônicos Daphnia similis, Ceriodaphnia dubia e C. silvestrii. Além
disso, foram ainda investigados os efeitos sub-letais dessas amostras ao dafinídeo Ceriodaphnia silvestii.
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(espécie nativa) visando avaliar o efeito a médio e longo prazo das cianotoxinas sobre organismos
zooplanctônicos.
Material e Métodos
A toxicidade aguda a cladóceros foi determinada como Concentração Efetiva (CE50-48h) e os efeitos
crônicos observados foram aqueles sobre a sobrevivência e a reprodução. As cianobactérias da cepa
NPLJ-4 foram mantidas no meio ASM-1, à temperatura de 21°C e pH 8,0. Os testes de toxicidade aguda
com extratos algais de ambas cianobactérias, a cepa NPLJ-4 e as florações naturais, foram realizados
com
os
microcrustáceos
Daphnia
similis,
Ceriodaphnia
dubia
e
Ceriodaphnia
silvestrii.
O material foi coletado nos reservatórios de Barra Bonita e Ibitinga, médio rio Tietê, liofilizado e
acondicionado em freezer até a realização dos testes. Desta biomassa seca foram preparados extratos
aquosos nos mesmos meios de cultivo dos microcrustáceos utilizados como organismos-teste. A
liberação das toxinas na água foi obtida por meio de ruptura celular obtida com o sucessivo congelamento
e descongelamento, em alternância, e posterior sonificação da solução. O material aquoso foi, então,
centrifugado para precipitação das células rompidas e o sobrenadante foi utilizado nos testes de
toxicidade, preparando-se soluções com
concentrações decrescentes a partir deste extrato.
As concentrações testadas para as florações oriundas dos reservatórios de Barra Bonita e de Ibitinga
foram: 0,400; 0,200; 0,100; 0,050 e 0,025 mg/mL de peso seco (p.s.). Aqueles realizados com a
suspensão de Microcystis aeruginosa cultivada em laboratório (cepa NPLJ-4) foram: 2,5; 1,25; 0,625;
0,312 e 0,156 mg/mL de peso seco (p.s.). A duração dos testes foi de 48 horas. Para o cálculo estatístico
da CE50-48h foi utilizado o programa Trimmed Spearman-Karber (HAMILTON et al. 1977). Os testes de
toxicidade utilizando microcrustáceos como organismos-teste foram realizados de acordo com os
procedimentos indicados em normas técnicas padronizadas (IBAMA, 1990; CETESB, 1991; ABNT, 1993).
Com base nos resultados dos testes agudos, no mínimo quatro concentrações consideradas subletais foram selecionadas além do controle, para a realização de testes crônicos de toxicidade.
As concentrações testadas, utilizando-se a cepa da floração de Ibitinga, foram: 0,003; 0,006; 0,012; e
0,025 mg/mL de peso seco. Nos testes com a cepa da floração de Barra Bonita as concentrações foram:
0,012; 0,025; 0,050; e 0,100 mg/mL de peso seco. Enquanto para a cepa NPLJ-4 as concentrações subletais testadas foram: 0,01; 0,02; 0,04; e 0,08 mg/mL de peso seco.
Num período variando de 7 a 10 dias, foram registradas diariamente, a mortalidade e a fecundidade
(para os sobreviventes), até a terceira geração. Os resultados obtidos nos ensaios foram expressos como
percentual de organismos mortos e fecundidade total. Os dados foram estatisticamente comparados
utilizando-se o programa computacional “TOXTAT 3.4” (GULLEY et al. 1994).
Resultados e Discussão
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0,45
0,40
CE50-48hs (mg/mL)
0,35
0,30
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
Barra Bonita
Ibitinga
cepa NPLJ-4
Amostras de cianobactéria
Figura 1. Avaliação da toxicidade (CL50) de diferentes florações naturais de algas, com
predominância da cianobactéria Microcystis aeruginosa, oriundas dos reservatórios de Barra Bonita e
Ibitinga, e da toxicidade de uma linhagem desta alga (cepa NPLJ-4), aos cladóceros planctônicos.
A Figura 1 mostra que a floração do reservatório de Ibitinga apresenta um maior efeito sobre a
sobrevivência dos cladóceros (uma maior toxicidade) do que a floração presente no reservatório de Barra
Bonita e as cianobactérias da cepa NPLJ-4.
0,45
0,40
CE50-48hs (mg/mL)
0,35
0,30
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
0,00
-0,05
Daphnia similis
Ceriodaphnia dubia
Ceriodaphnia silvestrii
Organismos-teste
Figura 2. Avaliação da sensibilidade (CL50) de diferentes espécies de Cladocera (Daphnia similis,
Ceriodapnhia dubia e Ceriodaphnia silvestrii) à cianobactéria Microcystis aeruginosa (cepa NPLJ-4,
cultivada em laboratório, e extratos de florações naturais dos reservatório do Médio rio Tietê).
Os diferentes cladóceros (Daphnia similis, Ceriodapnhia dubia e Ceriodaphnia silvestrii) apresentaram
uma similar sensibilidade às toxinas da cianobactéria Microcystis aeruginosa, como evidenciado pelo
teste ANOVA.
Para as florações de cianobactérias dos reservatórios de Barra Bonita e Ibitinga, obteve-se nos testes
agudo uma elevada toxicidade, com CE50-48h para Daphnia similis de 0,15 e 0,13 mg/mL (p.s.); 0,26 e
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0,13 mg/mL (p.s.) para Ceriodaphnia dubia; e 0,26 e 0,13 mg/mL (p.s.) para C.silvestrii, respectivamente.
Para a cepa NPLJ-4, comprovou-se a sua alta toxicidade aguda com valores de CE50-48h de 23 mg/mL
(p.s.) para Daphnia similis; uma CE50-48h de 0,25 mg/mL (p.s.) para Ceriodaphnia dubia; e 0,26 mg/mL
(p.s.) para C. silvestrii.
A realização de testes crônicos de toxicidade com o microcrustáceo Ceriodaphnia silvestrii, o qual
complementou os estudos sobre a toxicidade aguda das florações, indicou efeitos subletais na
fecundidade e na sobrevivência dos organismos, que não foram detectados através dos testes de
toxicidade aguda.
Nos testes crônicos de toxicidade, a avaliação da fecundidade, para as amostras liofilizadas dos
reservatórios de Barra Bonita e Ibitinga, demonstrou que o número de neonatas produzidas foi
inversamente proporcional à concentração testada. O menor número de neonatas produzidas, durante o
teste crônico da amostra de Barra Bonita, foi igual a oito na concentração de 0,1 mg/mL (p.s.) e o maior
número igual a 205 neonatas para 0,0125 mg/mL (p.s.), sendo que o maior número não foi superior ao
observado no controle (239 neonatas). Já para a amostra de Ibitinga, o menor número de neonatas
produzidas foi igual a 116 na concentração de 0,025mg/mL (p.s.) e o maior igual a 206 neonatas para
0,0031 mg/mL (p.s.), sendo que o maior número também não foi superior ao observado no controle (239
neonatas).
Nos ensaios com a cepa NPLJ-4, o número de neonatas não foi crescente da maior para a menor
concentração testada. O menor número de neonatas produzidas foi igual a 116 na concentração de 0,08
mg/mL (p.s.) e o maior igual a 209 neonatas para 0,02 mg/mL (p.s.). Esse maior valor observado de
neonatas foi muito próximo ao encontrado para a menor concentração testada (0,01 mg/mL), uma vez
que o número médio de neonatas registrado foi de 207. O maior número de neonatas não foi superior ao
observado no controle (239).
Na avaliação da toxicidade crônica das cianobactérias das florações de Barra Bonita e Ibitinga, e da
cepa NPLJ-4 de Microcystis aeruginosa foi observado que as três amostras testadas promoveram uma
redução estatisticamente significativa (p=0,05) na reprodução de Ceriodaphnia silvestrii.
Quanto à sobrevivência dos indivíduos de Ceriodaphnia silvestrii, somente a floração de
cianobactérias oriunda do reservatório de Barra Bonita teve um efeito tóxico estatisticamente significativo
(p=0,05). A sobrevivência obtida na maior concentração (0,1mg/mL) testada para esse extrato foi
significativamente diferente daquelas do controle e da menor concentração (0,0125 mg/mL) testada,
como evidenciado pelo teste de KRUSKAL-WALLIS.
A exposição prolongada do ser humano a florações tóxicas, seja por contato físico, ingestão de algas
com toxinas ou de alimentos onde houve bioacumulação deve ser considerada como um sério risco à
saúde. É importante que os efeitos crônicos de exposições prolongadas por ingestão oral de baixas
concentrações dessas toxinas sejam avaliados (CHORUS & BARTRAM, 1999). Para a bacia do rio Tietê,
dadas as evidências obtidas no presente trabalho seria importante aprofundar os estudos quantitativos
das toxinas nas florações e na água de abastecimento.
Conclusão
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•
A cepa NPLJ-4 de Microcystis aeruginosa teve um alto nível de toxicidade aguda para as espécies
Ceriodaphnia silvestrii, Ceriodaphnia dubia e Daphnia similis. Efeitos sub-letais sobre a reprodução de
Ceriodaphnia silvestrii também foram observadas.
•
A floração de cianobactéria do reservatório de Barra Bonita teve uma alta toxicidade aguda para
os microcrustáceos Ceriodaphnia silvestrii, Ceriodaphnia dubia e Daphnia similis; e toxicidade crônica
para espécie Ceriodaphnia silvestrii.
•
A floração do reservatório de Ibitinga ocasionou alta toxicidade aguda para os microcrustáceos
Ceriodaphnia silvestrii, Ceriodaphnia dubia e Daphnia similis. E efeitos sub-letais para a reprodução de
Ceriodaphnia silvestrii.
•
Os resultados evidenciam, portanto, que há riscos em relação às florações presentes nos
reservatórios do rio Tietê, seja para a biota aquática ou mesmo para o homem na utilização destes
ambientes para recreação e pesca, tendo em vista a comprovada ação nociva destas toxinas em seres
humanos; indicando, assim, a necessidade de medidas de tratamento da água para remoção de toxinas e
a importância da prevenção e/ou remediação da eutrofização nestes corpos de água.
• As metodologias implementadas no presente estudo são de fácil aplicação e poderão ser utilizadas
no monitoramento da toxicidade das florações de cianobactérias nos corpos de água naturais.
BIBLIOGRAFIA
ABNT - Associação Brasileira de Normas Técnicas. (1993). NBR 12713: Água - ensaio de toxicidade
aguda com Daphnia similis Claus, 1876 (Cladocera, Crustacea). Rio de Janeiro, 12p.
CETESB-Companhia de Tecnologia e Saneamento Ambiental (1991). Água - teste de toxicidade
aguda com Daphnia similis Claus, 1876 (Cladocera, Crustacea). São Paulo. CETESB, 33p. Norma
Técnica L5 018.
CHORUS, I. (2001). Cianotoxins – ocurrence, causes, consequences. Springer-Verlag Berlin
Heidelberg. Germany. 357p.
CHORUS, I. & BARTRAM, J. (ed.). (1999). Toxic Cyanobacteria in water: agude line to public health
significance, monitoring and management. World Health Organization, London and New York.
DI BERNARDO, L. (1995). Algas e suas Influências na Qualidade das Águas e Tecnologias de
Tratamento. Rio de Janeiro. ABES, 140 p.
GULLEY, D.D.; BOELTER, A.M. & BERGMAN, H.L. (1994). TOXSTAT 3.4 Computer Program.
HAMILTON, M.A; RUSSO, R.C. & THURFTON, R.B. (1977). Trimmed Spearman-Karber methods for
estimating median lethal concentration in toxicity bioassay. Environmental Science and Technology. 714,
11 (7), correction, 417, 12 (4), 1978.
IBAMA - Instituto Brasileiro do Meio Ambiente e dos Recursos Naturais Renováveis. (1990). Manual
de testes para avaliação da ecotoxicidade de agentes químicos. Brasília, Segunda edição, IBAMA.
SKULBERG, O.M.; CARMICHAEL, W.W.; COOD, G.A. & SKULBERG, R. (1993). Taxonomy of toxic
cyanophycea (cyanobacteria) algal toxins in seafood and drinking water. Academic Press Ltda. Chap 9.
Página 75 de 129
Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
TUNDISI, J.G. & MATSUMURA-TUNDISI, T. (1992). Eutrofication of lakes and reservoirs: a
comparative analysis, case studies, perspectives. In: CORDEIRO-MARINHO et al., Algae and
environment – a general approach. Sociedade Brasileira de Ficologia. 1-33p.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
Cultivo de Hydra viridissima em condições laboratoriais, visando sua utilização
em estudos ecotoxicológicos
MASSARO, FERNANDA C.1,2; ROCHA, ODETE (ORIENTADORA)1
1
Departamento de Ecologia e Biologia Evolutiva – CCBS – UFSCar
2
Email: [email protected]
Introdução
Algumas espécies, sensíveis à poluição ambiental podem fornecer informações relevantes para os
programas de avaliação e biomonitoramento (ADAMS, 1995). As normas para avaliação dos efeitos
toxicológicos para efluentes e corpos receptores com organismos de água doce têm sido desenvolvidas e
implementadas em diversos países, inclusive no Brasil (CETESB, 1991a, 1991b, 1992; USEPA, 1989;
ISO, 1982; ABNT, 1992, 1993).
No Brasil, esforços têm sido feitos atualmente com o objetivo de desenvolver metodologias de testes
de toxicidade utilizando espécies nativas, tanto nos ambientes de água doce como nos marinhos, nos
diferentes níveis da cadeia trófica que possam ser utilizadas como organismos-teste para a avaliação da
toxicidade em sedimentos e água (FONSECA, 1991).
Para a realização de testes ecotoxicológicos é importante selecionar adequadamente a espécie que
será utilizada como indicadora dos efeitos contaminantes, pois a resposta de um grupo de organismos é
geralmente utilizada para representar uma comunidade inteira (ELDER, 1990). Alguns dos critérios para a
seleção da espécie-teste é a facilidade de manutenção do organismo em laboratório, um ciclo de vida
curto e conhecimento detalhado da biologia da espécie.
Os Cnidaria de água doce do Estado de São Paulo e do Brasil são pouco conhecidos em comparação
com aqueles dos Estados Unidos ou da Europa (SILVEIRA & SCHLENZ, 1999). Estudos sobre o ciclo de
vida de uma espécie nativa de hidra em laboratório fornecem dados importantes sobre a biologia da
espécie e adicionalmente, dependendo de sua sensibilidade, poder-se-á utilizá-la como organismo-teste
em estudos ecotoxicológicos.
Objetivos
Os objetivos deste trabalho foram:
1.Estudo detalhado do ciclo de vida de uma espécie nativa de hidra em condições laboratoriais.
2.Determinação das melhores condições ambientais para o crescimento e reprodução dos
organismos.
3.Determinação das taxas de crescimento populacional desta espécie nativa em condições
laboratoriais.
Material e Métodos
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As hidras foram coletadas em amostras de macrófitas na Represa de Furnas, Minas Gerais. Utilizouse como meio de cultivo para as hidras uma água reconstituída. Esta água foi preparada misturando-se
em uma proporção de seis para um, respectivamente, água destilada e água coletada nos tanques de
cultivo da reserva experimental do DEBE, a qual primeiramente foi filtrada e autoclavada.
Os organismos foram mantidos em recipientes circulares de vidro com 20 cm de diâmetro, a uma
temperatura de 22±2oC, pH 7,0 a 7,5 e dureza 42 a 48 mg/L de CaCO3. Forneceram-se, como alimento,
neonatas do Cladocera Ceriodaphnia silvestrii (três a quatro por indivíduos), quatro vezes por semana
(Figura 1). A troca de água e a limpeza do cultivo das hidras foram realizadas em dias alternados.
Figura 1 - Hydra viridissima capturando neonatas do cladócero Ceriodaphnia silvestrii.
Os indivíduos foram observados a cada três ou quatro dias e enumerados sob estereomicroscópio a
fim de se determinar o crescimento populacional da população. A curva de crescimento foi plotada e
ajustada por regressão, calculando-se o tempo de duplicação da população através da equação: t = ln2/r,
em que “t” é o tempo de duplicação da população e “r” é o coeficiente instantâneo de crescimento
(ODUM, 1988). O comprimento e o diâmetro médio das hidras e dos brotos foram determinados
utilizando-se lentes micrometradas em estereomicroscópio.
Resultados e Discussão
O crescimento populacional foi determinado a partir de uma população inicial de oito indivíduos de
Hydra viridissima, os quais apresentaram uma taxa elevada de crescimento que pode ser descrito pelo
Número de Indivíduos
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
0
5
10
15
20
Tempo (dias)
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25
30
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modelo exponencial: y = 6,5416e0,1628x (r ≅ 0,9701) (Figura 2). O tempo de duplicação da população foi de
aproximadamente 4,25 dias.
Figura 2 - Curva de crescimento populacional de Hydra viridissima em água de cultivo, a 20 ± 2°C e
alimentadas com neonatas do cladócero Ceriodaphnia silvestrii.
Os brotos apresentaram comprimento e diâmetro médios iniciais de 0,28 ± 0,11 mm e 0,12 ± 0,02
mm, respectivamente (Figura 3A). Após um tempo médio de 1,6 ± 0,5 dias, os brotos atingiram
comprimento médio de 0,52 ± 0,2 mm e diâmetro médio de 0,10 ± 0,02 mm, e se destacaram da hidra
mãe (Figura 3B). Logo após terem se soltado da hidra mãe, as hidras apresentaram comprimento e
diâmetro médios iniciais de 1,3 ± 0,46 mm e 0,10 ± 0,02 mm, respectivamente; e após um tempo médio
de 5 ± 1,77 dias, elas atingiram comprimento médio de 2,11 ± 0,42 mm e diâmetro médio de 0,11 ± 0,01
mm; e começaram a se reproduzir. O tempo de geração médio desta espécie em condições laboratoriais
foi de 6,6 ± 1,5 dias.
Figura 3 - (A) Hydra viridissima com um broto começando a nascer, e (B) com um broto prestes a se
destacar.
Assim, observou-se que a espécie Hydra viridissima é de fácil cultivo em laboratório, tem elevada taxa
de crescimento populacional, e curto tempo de geração, características primordiais para o uso em
bioensaios. Conclui-se, portanto, que a espécie parece ser um potencial organismo-teste para estudos
ecotoxicológicos.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABNT – ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS, 1992, NBR 12648: Água – Ensaio de
toxicidade com Chlorella vulgaris (Chlorophyceae). Rio de Janeiro.
ABNT – ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS, 1993, NBR 12713: Água – Ensaio de
toxicidade aguda com Daphnia similis Claus, 1876 (Cladocera, Crustacea). Rio de Janeiro.
ADAMS, W. J., 1995, Aquatic toxicology testing methods, pp. 25-46. In: D.J. Hoffman, B.A. Rattner,
G.A. Burton Jr & J. Cairns Jr (eds.), Handbook of Ecotoxicology. Boca Raton, Lewis Publishers.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
CETESB – COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL, 1991a, Água – Teste
de toxicidade aguda com Daphnia similis Claus, 1876 (Cladocera, Crustacea). São Paulo. Norma técnica
L5 018.
CETESB – COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL, 1991b, Avaliação da
toxicidade crônica utilizando Ceriodaphnia dubia Richard 1864 (Cladocera, Crustacea). São Paulo.
CETESB – COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL, 1992, Métodos de
avaliação de toxicidade de poluentes a organismos aquáticos. São Paulo.
ELDER, J. F., 1990, Applicability of ambient toxicity testing to national or regional water- quality
assessment. U.S. Geological Survey Circular: 1049, Denver, 49p.
FONSECA, A. L., 1991, A biologia das espécies Daphnia laevis, Ceriodaphnia similis, (CrustaceaCladocera) e Poecilia reticulata (Pisces, Poeciliidae) e o comportamento destes em testes de toxicidade
aquática com efluentes industriais. Dissertação de Mestrado, Escola de Engenharia de São Carlos,
Universidade de São Paulo, 210p.
ISO – INTERNATIONAL ORGANIZATION FOR STARDARDIZATION, 1982, Determination l’inhibition
de la mobilité de Daphnia magna Straus (Cladocera, Crustacea). Première édition, ISO 6341. Qualité des
Eaux, Paris.
ODUM, E. P., 1988, Ecologia. Ed. Guanabara Koogan S. A. Rio de Janeiro, 434p.
SILVEIRA, F. L. & SCHLENZ, E., 1999, Cnidários, pp. 13-15. In D. Ismael,.W. C. Valente, T. M.
Tundisi & O. Rocha (eds.), Invertebrados de Água Doce. ed. S. Paulo/SP: FAPESP, v.4, 176p.
USEPA – UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY, 1989, USEPA/600/489/001. Short-term methods for estimating the cronic toxicity of effluents and receiving waters to freshwater
organisms. 2nd . ed., Cincinnati, Ohio.
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O Potencial de Reuso de Água (Efluentes Tratados) em um MatadouroFrigorífico
João Pedro de Mello Forlani – UNILINS – [email protected]
Mônica Medeiros - UNILINS – [email protected]
Prof. M.Sc. Luis Fernando Rossi Léo - UNILINS – [email protected] ; [email protected]
Diversos problemas relacionados à água sempre coexistiram com o desenvolvimento antrópico.
Devido à associação de diversos fatores, a disponibilidade da água superficial de boa qualidade decresce
com o seu uso irracional, a exemplo, o lançamento de esgotos domésticos ou industriais in natura no
meio-ambiente. Neste contexto, em lugares onde a demanda já ultrapassou a sua disponibilidade, surgem
conflitos no uso deste recurso.
Os países que dispõem deste recurso natural em abundância deverão desenvolver ações voltadas
para a redução de demanda, para a preservação dos mananciais em boas condições, para a recuperação
dos mananciais degradados e para a educação popular e empresarial sobre a racionalidade no uso das
águas, promovendo o seu uso sustentável.
Neste contexto surge o conceito de reuso, que é o reaproveitamento de água já utilizada, na mesma
atividade ou em atividade que possua menores exigências de qualidade, com ou sem tratamento. No
caso do reuso de esgotos, os benefícios ambientais alcançados são muito grandes. Como exemplo, a
cada metro cúbico de esgoto tratado reutilizado deixa-se de explorar o mesmo volume de água limpa do
manancial, evita-se os custos de seu tratamento, evita-se também o lançamento deste esgoto e a
conseqüente poluição do corpo receptor, existindo ainda a possibilidade de redução de custos com
aquisição de água potável para finalidades que não exigem esta qualidade, porém esta economia
depende de características locais sócio-econômicas e legais.
Segundo LAVRADOR FILHO (apud MANCUSO et al, 2003), reuso de água é o reaproveitamento de
águas previamente utilizadas, uma ou mais vezes, em alguma atividade humana, para suprir as
necessidades de outros usos benéficos, inclusive o original. Pode ser direto ou indireto, bem como
decorrer de ações planejadas ou não planejadas. Ainda segundo este autor, existem as seguintes
classificações: Reuso indireto não planejado de água; Reuso planejado de água; Reuso indireto
planejado de água; Reuso indireto planejado de água; Reuso indireto planejado de água.
WESTERHOFF (apud MANCUSO et al, 2003) subdivide o reuso em duas grandes categorias: potável
e não potável. Assim, além dos aspectos ambientais e econômicos, deve ser observado também o
aspecto sanitário em projetos de reuso. As formas potenciais de reuso são muitas, e podem ser
observadas na FIGURA1.
Figura 1: Formas potenciais de reuso.
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FONTE: HESPANHOL (1999)
Em MANCUSO et al (2003), os usos industriais que apresentam maiores possibilidades de serem
viabilizados são: torres de resfriamento; caldeiras; construção civil; irrigação de áreas verdes e jardins;
lavagem de pátios e pisos; processos com exigência de qualidade pouco restritiva;
Segundo HESPANHOL (1999) os sistemas de reuso adequadamente planejados e administrados
trazem melhorias ambientais e de condições de saúde, como: evita a descarga de esgotos em corpos de
água; preserva recursos subterrâneos, principalmente em áreas onde a utilização excessiva de aqüíferos
provoca intrusão de cunha salina ou subsidência de terrenos; permite a conservação do solo, através da
acumulação de húmus e aumenta a resistência à erosão; contribui, principalmente em países em
desenvolvimento, para o aumento da produção de alimentos, no caso de irrigação, elevando assim os
níveis de saúde, qualidade de vida e condições sociais das populações associadas aos esquemas de
reuso.
As principais tecnologias aplicadas em sistemas de tratamento e de reuso são: Lagoas de
estabilização: lagoas anaeróbias, lagoas aeróbias aeradas ou não aeradas, lagoas facultativas aeradas
ou não aeradas, lagoas de maturação; Filtros biológicos: anaeróbios e aeróbios aerados ou não aerados;
Lodos ativados; Nitrificação biológica; Desnitrificação biológica; Coagulação, floculação, sedimentação;
Recarbonatação ou recarbonetação; Filtração; Arraste de amônia com ar (ammonia stripping); Cloração
ao break-point; Ozonização; Adsorção em carvão ativado; Troca iônica; Separação por membranas:
osmose reversa, nanofiltração, ultrafiltração, microfiltração, permeação gasosa, difusão gasosa,
pervaporação; Eletrodiálises.
O objetivo deste trabalho é avaliar e apresentar o potencial de reuso de efluentes tratados em um
matadouro-frigorífico, através da apresentação de seu balanço hídrico, da classificação dos diversos usos
de água por exigência de qualidade e também dos resultados de um teste laboratorial, tendo sido
avaliados os parâmetros DBO, DQO, pH, Sólidos Suspensos Totais, Cor aparente e Turbidez.
A importância do desenvolvimento deste trabalho está na contribuição que presta ao conhecimento
sobre reuso de esgotos no país, em uma área ainda pouco estudada, e com grande potencial para
desenvolver esta atividade, tão necessária, desejável e útil para a promoção da redução de demanda de
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
água e do lançamento de efluentes tratados, contribuindo para a preservação dos recursos hídricos e
para a prevenção contra sua poluição.
A literatura traz diversos valores para estimar o consumo de água neste tipo de estabelecimento.
TOMAZ (2000), cita que são consumidos em um abatedouro de gado entre 40 a 50 litros/dia/cabeça, o
que se verifica um valor muito baixo. O mesmo autor afirma também que são consumidos para abate de
animais, 2733 litros/dia/empregado, o que leva a valores mais próximos do observado.
BRAILE & CAVALVANTI (1993) afirmam que são consumidos 2500 litros por cabeça abatida, valor
este que tem sido adotado como padrão por projetistas para estimar o consumo de água e os volumes de
esgotos a ser tratados.
Observações dos autores deste trabalho em uma única unidade industrial apontam consumo de
aproximadamente 2.200 litros por cabeça abatida.
Os abatedouros frigoríficos possuem efluentes de natureza essencialmente orgânica, mesmo quando
contam com unidades de industrialização de carne e subprodutos. Por esta característica estes efluentes
são na grande maioria dos casos tratados por processos biológicos como lagoas de estabilização,
reatores anaeróbios ou sistemas de lodos ativados, de acordo com seu porte, capacidade de abate ou da
existência de unidades de industrialização da carne.
O matadouro-frigorífico em estudo possui abate médio de 600 cabeças/dia, com picos de
850 cabeças/dia, e abate apenas gado bovino proveniente de criação extensiva ou confinamento. Existe
ainda uma unidade de industrialização de subprodutos, conhecida como graxaria, onde os sebos, animais
condenados, ossos, cabeças, patas, chifres etc são moídos, digeridos a vapor e transformados em sebo
industrial e farinha de carne e osso, matérias-primas para fabricação de sabão e ração animal. A
quantidade de água utilizada e o volume estimado de efluentes gerados com média de abate de 600
bois/dia podem ser observados no QUADRO 2. As características físico-químicas médias do efluente
bruto, aferidas no processo de auto-monitoramento da indústria, em 18 meses, podem ser observadas no
QUADRO 1. O tratamento dos efluentes é realizado de acordo com o fluxograma apresentado na
FIGURA 2. Para a realização deste trabalho, foi coletada uma amostra não-composta durante visita ao
frigorífico, e foram testados os parâmetros pH, cor aparente, turbidez, sólidos suspensos, DQO e DBO.
Os parâmetros físico-químicos do efluente final podem ser observados no QUADRO 3.
Quadro 1: Parâmetros dos efluentes.
Parâmetro
Valor
DBO
1.600 mg/L
DQO
8.400 mg/L
Óleos e Graxas
109 mg/L
Sólidos Sedimentáveis
10 ml/L
Sólidos Suspensos Totais
1.050 mg/L
pH
6.53
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Quadro 2: Consumo diário de água tratada e volume estimado de efluentes gerados.
uso
Consumo diário de água
Volume estimado de
tratada (litros)
efluentes (litros)
Lavagem de currais
331.200
331.200
Lavagem de buchos e tripas
108.100
108.100
Lavagem de miúdos, carcaças e graxaria
340.400
340.400
Lavagem do setor de eviscerção
207.000
207.000
Lavagem do setor de matança, equipamentos e desossa
239.200
239.200
Caldeira
60.000
4.000
Reposição no resfriamento
11.500
2.000
Lavagem de caminhões
12.500
12.500
Lavanderia
16.670
16.670
Esgotamento Sanitário
25.000
25.000
Lavagem de filtro da ETA
15.000
15.000
Irrigação de Jardins
20.000
-Consumo total de água tratada
1.387.570
1.301.070 litros/dia
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Figura 2: Fluxograma da ETE.
INDÚSTRIA
LINHA SANITÁRIA
LINHA VERDE
LINHA VERMELHA
PENEIRA +
FLOTADOR
FLOTADOR
FINAL
LAGOA
ANAERÓBIA 1
PENEIRA
CAIXA DE
MISTURA
LAGOA
ANAERÓBIA 2
LAGOA FACULTATIVA 1
LAGOA FACULTATIVA 2
LAGOA DE POLIMENTO
A amostra de efluente foi submetida, em laboratório, a um teste de coagulação, floculação,
sedimentação e filtração para que se avaliasse a possibilidade de reuso desta água com procedimentos
de tratamento simples e bastante conhecidos.
Utilizou-se como coagulante cloreto férrico (Fe2Cl3) e a floculação foi realizada utilizando-se polímero
catiônico. A solução de cloreto férrico utilizada possuía concentração de 4,3 % em massa enquanto a
solução de polímero possuía concentração de 0,5 % em massa. Foram realizados diversos testes com
diferentes dosagens de coagulante e floculante com 80 ppm de cloreto férrico e 2 ppm de polímero. Em
cada teste foi realizada coagulação por mistura rápida por 60 segundos e mistura lenta por
aproximadamente 5 minutos. Após estes intervalos, o agitador eletromagnético era desligado e
aguardava-se a sedimentação durante 30 minutos, realizando-se em seguida filtração em papel
qualitativo. Os resultados das determinações realizadas nos efluentes podem ser observados no
QUADRO 4.
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Quadro 4: Resultados analíticos no efluente bruto e tratado.
Parâmetro
Efluente Bruto
Teste
pH
7,46
4,34
Cor aparente (UH)
> 50
20
Turbidez (NTU)
30
2,1
Sólidos Suspensos (mg/L)
386
25,3
DQO (mg/L)
240,9
3,0
DBO (mg/L)
72
1,8
As FIGURAS 3 e 4 mostram o efluente tratado e uma comparação entre o mesmo e a água de reuso
produzida no teste realizado.
Figura 3: Efluente tratado.
Figura 4: Comparação entre o efluente
tratado e água de reuso produzida.
O teste apresentou resultados que podem ser considerados muito bons frente à simplicidade com que
foi realizado. Este teste produziu uma água para reuso bastante translúcida, o que pode ser confirmado
pelo resultado de apenas 2,1 NTU de turbidez e cor de 20 UC. Outros resultados muito interessantes são
os da DQO e DBO, que demonstram uma excelente remoção de matéria orgânica remanescente no
efluente tratado. Dos resultados obtidos apenas o pH pode ser considerado desfavorável, por seu caráter
ácido, o que poderia causar corrosão nas estruturas com que esta água de reuso entrasse em contato,
porém a correção deste pH não envolve tecnologia sofisticada tampouco grandes custos.
Alguns usos de água na unidade industrial estudada possuem requisitos de qualidade de água pouco
restritivos, por serem usos externos à indústria, não acarretando nenhuma possibilidade ou risco de
contaminação dos alimentos e outros subprodutos produzidos. O QUADRO 5 mostra os diversos usos na
unidade, seus requisitos de qualidade e os usos onde a água de reuso produzida no teste atenderia estes
requisitos.
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Quadro 5: Usos de água, requisitos de qualidade e possibilidade de reuso.
Uso
Lavagem de currais
Lavagem de buchos e tripas
Lavagem de miúdos, carcaças e graxaria
Lavagem do setor de eviscerção
Lavagem do setor de matança, equipamentos e
desossa
Caldeira
Reposição no resfriamento
Lavagem de caminhões
Lavanderia
Esgotamento Sanitário
Lavagem de filtro da ETA
Irrigação de Jardins
Usos na ETE
Consumo total de água tratada
Quantidade
(litros)
331.200
108.100
340.400
207.000
239.200
Requisitos de
Qualidade
Atende
Potável
Potável
Potável
Potável
Possibilidade de
reuso
331.200
N
N
N
N
60.000
11.500
12.500
16.670
25.000
15.000
20.000
10.000
1.397.570
Prot. Equip.
Prot. Equip.
Atende
Potável
Potável
Prot. Equip.
Atende
Atende
N
N
12.500
N
N
N
20.000
10.000
373.700
As principais conclusões obtidas no desenvolvimento do presente trabalho são: aproximadamente 27%
da demanda de água da unidade industrial estudada pode ser atendida com água de reuso; o tratamento
necessário para atingir a qualidade exigida para os usos propostos é bastante simples, sendo coagulação
com cloreto férrico, floculação com polímero, decantação e filtração; a implantação de sistema de reuso
semelhante a proposto neste trabalho pode ser facilitada devido ao grande conhecimento e experiência
nacional de utilização da tecnologia testada; os custos de implantação destes sistemas, bem como os de
operação e manutenção possivelmente são inferiores aos mesmos custos associados a sistemas mais
complexos, como os de membranas ou troca iônica; a implantação de um sistema semelhante ao
proposto geraria ganhos ambientais, tais como uma menor exploração dos mananciais e um menor
volume de esgotos lançados nos corpos receptores; os efluentes de sistemas facultativos possuem boa
tratabilidade e grande potencial de serem reutilizados após tratamento físico-químico simples; o consumo
de produtos químicos é relativamente pequeno, sendo viável onde há cobrança pela captação de água; a
implantação de um sistema de reuso semelhante ao proposto poderia gerar economia na adução e
recalque de água bruta e no tratamento para potabilização desta água.
As principais recomendações que seguem deste trabalho são: realizar novamente o estudo
apresentado com equipamentos jar-test a fim de refinar a dosagem necessária do coagulante e floculante;
estudar o uso de coagulantes e floculantes de menor custo; realizar estudo microbiológico na água obtida
para reuso; realizar teste de demanda de cloro para desinfecção; realizar estudo econômico-financeiro
referente à implantação de um sistema em escala real.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
BRAILE, P.M., CAVALCANTI, J.E.W.A. (1993) Matadouros e Frigoríficos. In:. Manual de Tratamento
de Águas Residuárias Industriais. São Paulo: Cetesb, Capítulo 8, p.155-174.
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HESPANHOL, I. (1999) Água e Saneamento Básico – Uma Visão Realista. In: Águas Doces no Brasil
– Capital Ecológico, Uso e Conservação. São Paulo: Escrituras. Capítulo 08, p. 249-304.
HESPANHOL, I. (2002) Potencial de Reuso de Água no Brasil. Agricultura, Indústria, Municípios,
Recarga de Aqüíferos. In: Revista Brasileira de Recursos Hídricos. Vol. 7, n. 4, out/dez 2003, p. 75-95.
MANCUSO, P.C.S., SANTOS, H.F. (2003) Reuso de Água. Barueri, São Paulo: Manole. 1 ed. 579 p.
TOMAZ, P. (2000) Previsão do Consumo de Água: Interface das Instalações Prediais de Água e
Esgoto com os Serviços Públicos. São Paulo: Navegar Editora. 1 ed. 250 p.
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Possível Impacto da Alimentação do Tucunaré, cichla cf monoculus spix,
1831(perciformes, cichlidae), recentemente Introduzido na Represa do Lobo (Broa),
Itirapina – Brotas/SP
VELLUDO1, M.R.([email protected]); SOUZA1, J.E.; FRAGOSO2, E.N.; FENERICHVERANI2, N. e ROCHA3, O. e ESPÍNDOLA4, E.L.G.
1
Bolsistas CNPq; 2Depto. de Hidrobiologia/UFSCar; 3Depto.de Ecologia e Biologia Evolutiva /UFSCar;
4
CHREA – USP – São Carlos/SP.
IC/CNPq; PROBIO; MMA.
Introdução e Justificativa
O conhecimento da alimentação natural dos peixes é essencial para compreender melhor outros
assuntos sobre sua alimentação tais como o da nutrição que estuda as necessidades e a assimilação dos
alimentos, os levantamentos faunísticos e florísticos que podem ser obtidos utilizando os predadores
como simples meio de coleta, e a ecologia trófica.
O estudo da alimentação de peixes baseado na análise do conteúdo estomacal é fundamental para o
conhecimento das relações existentes entre as distintas espécies, bem como o planejamento da
exploração racional dos recursos pesqueiros.
A dieta ou regime alimentar refere-se à natureza do alimento preferido ou mais usado pelo peixe.
Carnívoros são peixes que selecionam alimento animal vivo, incluindo zooplâncton. Quando o alimento é
constituído principalmente por peixe é chamado de piscívoro ou ictiófago.
Os peixes diferem quanto ao tipo de alimento consumido, mais do que qualquer outro grupo de
vertebrados (NIKOLSKY, 1963). Animais têm, em geral, uma adaptação quase infinita para alimentos
orgânicos, tanto na formação das mandíbulas, dentição e aparelho digestivo como nas técnicas de
detecção e captura de presas.
O Tucunaré, Cichla cf monoculus é um peixe amazônico da família Cichlidae que apresenta um porte
avantajado, chegando a atingir 70cm de comprimento, de cor amarelo-clara, possui manchas escuras
pelo corpo e um ocelo característico na base da cauda, de cor escura circundada por uma faixa amarela
brilhante; com cabeça larga e boca bem rasgada. A linha lateral é completa nos peixes jovens e
interrompida nos adultos.
Tucunarés adultos, indivíduos com comprimento padrão acima de 200mm, são classificados como
predadores, incluindo em sua alimentação itens macroscópicos, exigindo certas adaptações: dentes bem
desenvolvidos para apreensão, estômago bem definido, com fortes secreções ácidas, e intestino mais
curto do que o dos herbívoros do mesmo tamanho.
Estes indivíduos apresentam dieta estritamente ictiófaga. Porém, podem ocorrer variações na dieta
relacionadas com o crescimento ou idade do peixe, muitas vezes acompanhada de mudanças na
estrutura do tubo digestivo, mudanças morfológicas e comportamentais, tendo os Tucunarés jovens, de
comprimento padrão até 120mm, uma alimentação essencialmente de zooplâncton (microcrustáceos).
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A transição se dá entre 60 e 200mm (CP) com os jovens passando a ingerir insetos, camarões e
peixes pequenos, permanecendo em cardumes, e acima deste tamanho, os peixes adultos se tornam
solitários, passando a alimentar-se de peixes maiores.
C. cf monoculus apresenta um comportamento oportunista, sendo um predador de “caça”,
estritamente diurno, capaz de perseguir sua presa por longas distâncias - talvez por 10 metros ou mais,
podendo realizar até seis ataques por perseguição - se for necessária a captura.
Sendo aclimatado em quase todas as regiões do Brasil, é considerado o "REI DOS RIOS", devido a
suas características de agressividade e predador nato. Hoje é o símbolo maior da pesca esportiva do
país.
Atualmente vem sendo introduzido em Clubes de pesca, como a grande atração junto ao público pela
sua esportividade e qualidade da sua carne que é considerada nobre de requinte paladar.
Por ser um peixe carnívoro, é recomendado para povoamento de represas, açudes ou tanques onde
tenha super população de outras espécies como: tilápia e lambari, que servirão de alimentação natural
para ele, mantendo assim um equilíbrio.
Porém, a introdução de espécies predadoras tem acarretado profundas modificações na estrutura
original da ictiofauna desses ambientes aquáticos.
Vários problemas podem surgir a partir destas introduções, tais como, degradação do ambiente e da
comunidade hospedeira, introdução de parasitas e doenças, além de efeitos sócio-econômicos negativos.
A ação de fatores impactantes como os já mencionados motivaram o estabelecimento do Projeto de
conservação e utilização sustentável da diversidade biológica brasileira (PROBIO), sub-projeto análise do
impacto ambiental causado por espécies exóticas.
É evidente a necessária implementação da exploração racional dos estoques de peixes, baseada em
estudos da biologia das espécies, em especial o conhecimento preliminar sobre a preferência alimentar,
com o estabelecimento de limites para o aproveitamento, de forma sustentável, dos recursos disponíveis
na natureza, o que implica na necessidade de uma investigação sobre a potencialidade de tais recursos e
demanda a realização de estudos sistemáticos.
O estudo da alimentação de peixes é de vital importância não somente para o conhecimento da
biologia das espécies em particular, mas também como ferramenta de grande valia na compreensão das
interações das diferentes populações dentro de uma determinada comunidade. Assim devemos analisar
pela alimentação o possível impacto desta espécie na represa do Lobo (Broa) Itirapina-Brotas/SP.
Local de Estudo
A Represa do Lobo, situada geograficamente a 22º15’ de latitude sul e 47º49’ de longitude oeste de
Greenwich, entre os municípios de Brotas e Itirapina, na região central do Estado de São Paulo, a uma
altitude de 705m. Ë formada por uma rede de pequenos rios com padrão dendrítico, numa área onde
diferentes gradientes de cerrado dominam a vegetação. O clima da região é controlado pelas massas de
ar equatorial e tropical com períodos seco (maio a outubro) e úmido (novembro a abril). Segundo a
classificação de Köppen, o clima pode ser considerado como Cwai-Awi, quente com período seco. A
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vegetação predominante na bacia é o cerrado, com manchas de mata galeria nos solos mais úmidos. Em
algumas regiões encontra-se também o reflorestamento com Pinus sp, e áreas de agricultura,
principalmente a cana-de-açúcar e laranja. O reservatório é raso, turbulento e polimítico, com períodos
limitados de estratificação térmica e química e com nutrientes limitantes ao crescimento e produção
primária do fitoplâncton.
Material e Métodos
As coletas foram realizadas por redes de espera em três pontos amostrais, e por arrasto. Todos os
peixes retirados da rede passaram por biometria, em laboratório. Através de uma incisão feita
ventralmente no peixe, os estômagos foram retirados, cortando-se a junção deste com o intestino, sendo
fixados em formol (4%).
Os conteúdos dos estômagos foram examinados sob lupa e microscópio óptico, identificados até o
nível taxonômico mais baixo possível e, posteriormente empregado o método de freqüência de ocorrência
(F%) e método de pontos para o cálculo do índice alimentar (IA), como forma de estudo comparativo com
a nova análise proposta pela estimativa da preferência alimentar pelo peso seco de cada item, avaliando
a percentagem que representa do conteúdo total que será realizada.
Discussão e Conclusão
As análises do conteúdo estomacal dos exemplares coletados nos meses de janeiro a maio revelaram
grande variedade na alimentação.
A predominância de alevinos da família Cichlidae, em termos de freqüência de ocorrência (11,96%) e
de maior importância no índice alimentar (0.3350) foi evidente. Detrito animal, notadamente escamas,
espinhas e fragmentos de tecidos representaram o segundo item em importância, com IA de 17,74 e
freqüência 9,4%, massa amorfa detritiva o terceiro item em índice alimentar (0,0952), porém em
freqüência nematodas apresenta-se em terceiro lugar. Foram observados Cichlídeos da subfamília
Pseudocrenilabrinae (Tilápias) com F:2,56% e IA:0,0104. Geophagus brasiliensis (Acará) 2,56% e 0,0156,
registrando-se casos de canibalismo, 5,98% e 0,0838, detrito animal da subfamília Incertae sedis, 1,71%
e 0,0045 e um caso da família Erythrinidae. Também foi observada a presença de ovos de peixes
(F:0,85%). Itens adicionais como restos de vegetais superiores (F:5,98%) e sedimento (F:4,27%) foram
ingeridos provavelmente de maneira acidental.
O grau de digestão se refletiu nos insetos encontrados nos conteúdos estomacais. A fragmentação
dificultou a determinação das ordens, sendo a maioria reunida no item insetos. Foram encontradas fases
imaturas de insetos na dieta, onde ocorreram ninfas de Odonata e Diptera, principalmente da família
Calboridae e, Chironomidae em menor grau.
De modo geral os dados demonstram a predominância da predação sobre indivíduos da família
Cichlidae, possivelmente relacionada a grande abundância no reservatório, caracterizando o hábito
piscívoro desta espécie, bem como a presença de restos animais na dieta.
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O conteúdo estomacal encontra-se diversificado entre os diferentes tamanhos observados, os
indivíduos jovens ocupando um nicho trófico diferente dos indivíduos adultos. A não sobreposição
alimentar colabora para a falta de competição intraespecífica nesta espécie.
Microcrustáceos revelaram-se preferencialmente predados pelos indivíduos mais jovens, compondose em sua maioria de copepoda, dos gêneros calanoida e cyclopoida, talvez pela disponibilidade deste no
meio, demonstrando um caráter oportunista do Tucunaré e os cladóceros Moina sp, Daphnia ambígua e
Ceriodaphnia cornuta. As fases imaturas de insetos também contribuíram grandemente para a dieta dos
indivíduos jovens, demonstrando grande preferência, entre os identificados, pelos indivíduos da família
Calboridae. Estes indivíduos ocupam toda a coluna d’água por apresentarem sacos aéreos e expansões
que permitem flutuabilidade, tornando os indivíduos deste gênero mais vulneráveis ao ataque.
Insetos constituíram a alimentação dos indivíduos jovens em uma fase que se pode considerar de
transição para o hábito estritamente piscívoro, identificando-se indivíduos das ordens Hemiptera em
grande abundância, e Hymenoptera da família Formicidae, constituindo um recurso alóctone utilizado em
pequena proporção, mas uma característica oportunista desta espécie.
Acredita-se que os nematodas apesar de fortemente representados destro do estômago, não
constituam um item alimentar, mas sejam formas parasitas internos presentes por todo o organismo, uma
característica relacionada a invasão de espécies em ambientes alóctones é a grande infestação de
parasitas.
Apesar da população do entorno sugerir que o Tucunaré tenha exterminado os lambaris presentes no
reservatório a ocorrência de detritos da subfamília Incertae sedis foi baixa. A grande freqüência destes
em estudos de levantamento da icitiofauna local pode representar uma modificação no comportamento
destes indivíduos que migraram para o outro lado do reservatório, longe do banco de macrófitas onde os
Tucunarés se reproduzem e permanecem, descartando a hipótese de predação.
Estudos atuais de espécies de peixes comparados à estudos realizados antes da introdução do
Tucunaré neste reservatório demonstram que C. cf monoculus não teve grande impacto sobre a
composição da comunidade de peixes que é a mesma observada antes da introdução da espécie em
estudo. Mas, pela diversidade de ítens alimentares consumidos e pelo hábito alimentar preferencialmente
piscívoro, pode-se concluir que a introdução do tucunaré na represa do Lobo ocasiona impactos
relevantes na cadeia trófica daquele sistema.
Cichla cf monoculus apresentou uma dieta variada quando ao tamanho dos indivíduos analisados,
diferindo nos itens preferencialmente ingeridos e nas táticas alimentares empregadas, abrangendo um
amplo espectro na sua dieta alimentar. Mas podendo, as formas adultas, serem consideradas com forte
tendência piscívora. Canibalismo representa um recurso utilizado apenas em ambientes onde é
introduzido podendo se tratar de uma dieta de alta qualidade, autocontrole ou competição.
A existência de períodos mais chuvosos e de seca, além da flutuação regular no nível de água do
reservatório requerem a realização de estudos complementares para determinação se pode exercer
influência na alimentação da espécie estudada.
Outros fatores como a sobrevivência desta espécie em temperaturas mais amenas do que as
observadas em sua bacia de origem inferem uma tendência ao menor porte, como o apresentado pelos
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indivíduos estudados e a grande quantidade de organismos jovens e imaturos pode ocasionar um forte
impacto não na ictiofauna, mas na comunidade zooplanctônica, sendo necessários levantamentos que
corroborem com esta hipótese.
Estudo da Viabilidade do Coagulante Sulfato Férrico no Sistema de Tratamento
de Água da Empresa “Águas de Limeira”
Maria A. C. de Medeiros *(1), Cleonildo A. de Souza (1),(2) e Cléber E. R. Salvi (2)
(1) UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS – UNICAMP – CESET - Departamento de
Tecnologia em Saneamento Ambiental - Campus de Limeira (email: [email protected])
(2) Empresa Águas de Limeira – Limeira-SP
Introdução
Limeira é um município que tem uma área de 597 Km2, sendo 108,23 Km2 de área urbana e 488,77
Km2 de área rural, altitude média de 567 m e temperatura média anual é de 22 ºC. Segundo dados do
censo demográfico de 2000, Limeira possui uma população de 248.632 habitantes. Atualmente a cidade
tem 100% de distribuição de água e 100% de coleta e afastamento de esgoto e com as obras do
Programa de Despoluição a cidade já atingiu 60% de eficiência no tratamento de seus esgotos.
A empresa responsável pelo saneamento básico na cidade é a Águas de Limeira (primeira empresa
privada responsável pelos serviços públicos de saneamento a operar no Brasil), onde iniciou suas
atividades a partir de junho 1995 após a assinatura do contrato de concessão entre Prefeitura Municipal
(poder concedente) e Águas de Limeira (concessionária), através do qual ficou responsável pela gestão
de serviços de água e esgoto no município de Limeira. Estes serviços abrangem desde a captação de
água bruta, adução, tratamento e distribuição de água potável, bem com a coleta afastamento, tratamento
e distribuição final dos esgotos.
Em 1998 a Águas de Limeira se tornou a primeira empresa do setor de saneamento na América
Latina a ser certificada ISSO 9002 para todos os serviços relacionados a água potável, com
complementação da certificação em 1999 para os serviços de coleta e tratamento de esgoto, obtendo
então 100% de seus serviços certificados através da norma ISSO 9002. Já em 2002 a empresa passou
novamente por uma avaliação onde os auditores puderam verificar o Sistema de Gestão da Qualidade de
acordo com os requisitos da ISO 9001:2000 e o resultado foi satisfatório e a concessionária obteve a
certificação na versão 2000.
Graças a todo esse trabalho, hoje o quadro na área de saneamento básico na cidade, se encontra da
seguinte maneira:
Tratamento e Distribuição de Água
População atendida (aproximadamente)
250.000
Índice de atendimento de água (% da população total)
100%
Volume produzido de água
21.321.760 m3
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Volume de água tratada (em relação ao total produzido)
Quantidade de reservatórios de água
20.736.999 m3
24
Capacidade de armazenamento dos reservatórios de água
43.860 m3
Quantidade de Estação de tratamento de Água
01
Capacidade de armazenamento da estação de tratamento
12.000 m3
Número de ligações de água
77.234
Número de funcionários para cada mil ligações de água
2,5
* Extensão de rede de água ( em Km )
947,500
Coleta, Afastamento e Tratamento de Esgoto
Índice de atendimento de esgoto ( % da população rural )
100%
Volume produzido de esgoto
30.078 m3/dia
Volume de esgoto tratado ( em relação ao total produzido )
60%
Quantidade de estação de tratamento
03
Número de ligações de esgoto
76.828
Número de funcionários para cada mil ligações de esgoto
2,5
Extensão de rede de esgoto ( em Km )
808,165.
Importância do Tratamento de Água
Em nosso planeta existe uma limitação de disponibilidade de água doce, tanto que defensores do
meio ambiente, verificando o balanço global, teoricamente, comprovaram que, ainda neste século ( XXI~
ano 2070 ), ocorrerá escassez de água doce para consumo humano (TUNDISI, 2003).
Atualmente, verifica-se a degradação da natureza de forma indiscriminada, pelo controle precário dos
lançamentos de resíduos nos rios. Além disso, a mata ciliar está sendo substituída pôr plantações
agrícolas, visando a ampliação da área de cultivo e conseqüentemente, o aumento do lucro. Este
procedimento, dentre outros grandes prejuízos ambientais, gera um aumento significativo da turbidez dos
cursos d’água.
Além de mais turva, a qualidade da água dos rios torna-se cada vez pior, com maior variedade de
componentes químicos, físicos e biológicos dificultando e encarecendo seu tratamento. É fundamental
que profissionais da área de Saneamento se envolvam com esta gama de variáveis que influenciam
diretamente a qualidade da água, propiciando seu efetivo tratamento para consumo direto e indireto dos
seres humanos.
Um dos principais passos de tratamento de água do manancial na entrada da água bruta na ETA
(Estação de Tratamento de Água), é a coagulação. Dada a importância da coagulação na ETA, caso esta
etapa de coagulação não tenha êxito, em certas situações obriga o descarte de toda a água, pois essa
água não atingiria os padrões de potabilidade e também causando outros problemas como custo (perda
do produto já dosado), dependendo da gravidade pode gerar falta de água na cidade, com isso gerando
reclamações dos clientes (população).
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A coagulação consiste em adicionar o composto químico (coagulante) ao afluente de água bruta na
ETA e, no mesmo instante, promover, por meio de mistura rápida hidráulica ou mecânica a
homogeneização da mistura, controlando o pH da água para melhor eficiência de coagulação.
As impurezas encontradas nas águas superficiais são as seguintes: sólidos dissolvidos, gases
dissolvidos, compostos orgânicos dissolvidos e matéria em suspensão, tais como, microrganismos
(bactéria, algas e fungos) e colóides. A maioria destas impurezas apresenta cargas negativas em suas
superfícies, repelindo-se uma às outras, mantendo-se em suspensão estável por longos períodos de
tempo. Estas partículas, devido ao tamanho reduzido levariam um tempo muito longo para sedimentar,
impossibilitando sua remoção somente por sedimentação. Por meio de produtos químicos (sais de ferro e
alumínio), pode-se promover a união destas partículas, adicionando-se produtos químicos (denominados
coagulantes) na água bruta, e rapidamente procurando-se homogeneizar a mistura mecânica ou
hidraulicamente, este processo é denominado “coagulação”. Após a coagulação, a água percorre uma
série de reatores, cada um deles dotado de um gradiente médio de velocidade, fazendo com que as
partículas presentes na água bruta unam-se formando os flocos, esta operação é denominada floculação.
A água é um meio de transporte para diversas doenças. Segundo Di Bernardo (1993, 1995), podem
existir microrganismos na água que são resistentes à desinfecção por longo tempo de contato,
dificultando a sua eliminação.
Neste contexto, o presente trabalho, visa investigar a eficiência do coagulante
sulfato férrico,
comparando com o coagulante atualmente utilizado na ETA, sulfato de alumínio, ,analisando e
comparando suas respectivas eficiências e possível diminuição do custo do tratamento de água,
posteriormente serão realizados testes com outros coagulantes.
Objetivos
Os objetivos deste estudo foram comparar a eficiência dos seguintes coagulantes: sulfato férrico e
sulfato de alumínio, visando á otimização do tratamento de água, sendo que este último já é empregado
no sistema de tratamento de água da cidade de Limeira.
Materiais e Métodos
Materiais e Equipamentos Utilizados
-
Aparelho para ensaio de Jar-test marca Orion
-
pHmentro de bancada marca Orion
-
Turbidimetro de bancada , Cubetas para leitura de tubibez e cor
-
Espectrofotômetro leitura digital – DR2000, Cubetas para leitura Alumínio e ferro
-
Suporte Universal, Bureta semi-automática
-
Bomba a vácuo
-
Pipetas de 5 e10 ml, Papel de filtro, Suporte para fiitração
-
Beckers 250 ml, Pêra para pipetação, Pisseta, Provetas 50 e 100 ml
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Produtos Químicos
-
Sulfato de alumínio
-
Sulfato férrico
-
Polímero não iônico (polieletrólito)
-
Ácido sulfúrico 0,02 N, Hidróxido de sódio 0,02 N
-
Solução de Eriocromocianina
-
Ácido ascórbico, Solução tampão acetato de sódio
-
Tiosulfato de sódio 0,1 N, Fenolftaleína, Indicador Misto.
Metodologia
As análises físico-químicas efetuadas no presente trabalho estão baseadas em metodologias
descritas no “Standard Methods for the Examination of Water end Wastewater” e nas
Apostilas de
Química Sanitária e Laboratório de Saneamento I e II, CESET/UNICAMP (MEDEIROS et al).
Procedimento Experimental
O trabalho foi efetuado com dois tipos de água, utilizando-se dois tipos de coagulante para cada tipo
de água. Os seguintes passos foram adotados: utilização da água do Rio Jaguari com diferentes turbidez,
execução dos ensaios de coagulação, floculação e decantação e medição de parâmetros.
Preparo das Águas
A partir da água do Rio Jaguari foram utilizados dois tipos de água – Tipo I e Tipo II.
A água Tipo I possui turbidez elevada, a água Tipo II possui turbidez baixa, água retirada da Calha
Parschal da ETA.
Água Tipo I
Água da Calha Parschal, captada do Rio Jaguari e bombeada até uma caixa denominada São
Lucas de onde é aduzida até a ETA, turbidez entre 100 à 120 NTU foi necessário estocar em
bombonas de 250 L, para obter-se uma água com esta turbidez para os testes, pois a água do rio
varia constantemente.
Água Tipo II
Água da Calha Parschal catada do Rio Jaguari, turbidez entre 20 à 30 NTU, também foi
necessário estocar em bombonas, pois poderia variar a turbidez do rio.
Ensaios no Equipamento de Jar-test
Os ensaios no equipamento de Jar-test (Figura 1) foram efetuados na seqüência e de acordo com
o seguinte procedimento:
•
Colocar a água bruta nas seis cubas, cada cuba contem dois litros; Colocar o coagulante nas
cubas com dosagem pré-estabelecida (lembrando-se de deixar a melhor dosagem entre a as
cubas 3 e 4, para se ter uma margem de erro), utilizando pipeta de 10 mL;
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•
Ligar o aparelho, apertar o botão iniciar (rotação já estabelecida no aparelho);
•
Logo em seguida adicionar ao mesmo tempo o coagulante (as cubas ficam em uma barra
móvel);
•
Em caso de turbidez a partir de 80 NTU é utilizado polímero não iônico (polieletrólito), para
auxiliar na floculação, evitando assim maior dosagem de coagulante (o polímero é dosado dois
minutos após o início da segunda rotação);
•
O aparelho ira desligar automaticamente após o fim da ultima rotação e iniciará o tempo de
decantação (15 minutos) após esse tempo o aparelho emitirá um sinal sonoro indicando o fim
do teste;
•
Iniciar a coleta dos jarros descartando sempre a primeira coleta;
•
Medir os parâmetros desejados: pH, turbidez, cor, alcalinidade, acidez, ferro;
Figura 1 - Aparelho de Jar-Test.
Resultados e Discussão
Inicialmente, foram realizados ensaios de Jar test para as amostras de águas Tipo I e II,
resultados são apresentados nas Tabelas 1 e 2.
Tabela 1 - Ensaios de Jar Test – Sulfato férrico (Água Tipo I).
ENSAIO
DE
JAR-TEST
Data/Hora: 25/03/04 07:30
pH: 7,0
Turbidez: 108 ntu
(X) Jaguari ( ) Pinhal
( ) Mistura
Efetuado por:Cleonildo
CUBA TURBIDEZ
Nº
ntu
1
2
3
4
5
6
2,30
0,84
0,85
0,97
0,95
0,98
pH
Sulfato
férrico
mL/m³
Polímero
Não Iônico
mg/L
Ferro
Dec./Filt.
mg/L
Cor
Dec./Filt.
mgPtCo/L
6,34
6,27
6,22
6,12
5,90
5,78
27
30
33
36
39
42
0,02
0,02
0,02
0,02
002
0,02
0,33/0,04
0,23/0,02
0,19/0,02
0,19/0,02
0,24/0,04
0,29/0,04
5/1
5/1
5/1
5/1
5/1
5/1
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os
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Tabela 2 - Ensaios de Jar Test – Sulfato férrico (Água Tipo II).
ENSAIO
DE
JAR-TEST
Data/Hora: 26/04/04 11:10
PH: 7,0
Turbidez: 29,1 ntu
(X) Jaguari ( ) Pinhal
( ) Mistura
Efetuado por: Cleonildo
CUBA TURBIDEZ pH
Nº
ntu
1
2
3
4
5
6
9,65
3,45
1,09
1,16
2,65
3,85
7,00
6,92
6,84
6,75
6,66
6,60
Sulfato de
alumínio
mL/m³
10
20
30
40
50
60
Alcalinidade
mg/L
Cor
Dec./Filt.
mgPtCo/L
28
23
5/1
5/1
Conclusões
O presente trabalho permitiu chegar às seguintes conclusões:
O coagulante sulfato férrico demonstrou-se muito eficiente nos testes realizados, comparando-se ao
sulfato de alumínio, principalmente em água com turbidez elevada, onde foi observado maior eficiência.
Embora seja um produto mais caro, observa-se uma economia em águas de turbidez baixa, como a
maior parte do ano a turbidez mantém-se baixa possivelmente haveria uma redução com gasto de
coagulante, em água de turbibez elevada haveria um gasto maior com coagulante, este custo pode ser
compensado em outras etapas do tratamento. Atualmente com o sulfato de alumínio inicia a dosagem de
polímero não iônico com turbidez a partir de 80 NTU, com o sulfato férrico, de acordo com os testes
realizados poderia começar a dosagem de polímero não iônico a partir de 120 NTU.
Ainda baseando-se nos resultados obtidos haveria também diminuição na perda de água no
processo, devido a lavagens de filtros, que atualmente é lavado a cada 8 horas, dependendo das etapas
anteriores (coagulação, floculação e decantação), com o coagulante sulfato férrico poderia se lavar os
filtros a cada 9 ou 10 horas, também dependendo das etapas anteriores.
Este estudo, posteriormente, deverá ser também efetuado para água do Ribeirão Pinhal.
REFERENCIAS BILIOGRÁFICAS
DI BERNARDO, L. Métodos e Técnicas de Tratamento de Água, V1, ABES, 1993.
DI BERNARDO, L. Algas e suas Influências na Qualidade das Águas, ABES, 1995.
MEDEIROS, M. A. C., SOBRINHO, G. D., ALBUQUERQUE, A., VENDEMIATTI, J. A. S., OLIVEIRA,
A. C., Apostilas de Química Sanitária e Laboratório de Saneamento I e II, CESET/UNICAMP, 2002.
TUNDISI, J. G. Água no século XXI, enfrentando a escassez , ABES, 2003.
“Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater” 20th edition – 1998.
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Análise de Eficiência de um Polímero Catiônico como Auxiliar de Coagulação na
Estação de Tratamento de Água - Águas de Limeira
Maria A. C. de Medeiros *(1), Marcus P. de Lima (1),(2) e Cléber E. R. Salvi (2)
(1) UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS – UNICAMP – CESET - Departamento de
Tecnologia em Saneamento Ambiental - Campus de Limeira (email: [email protected])
(2) Empresa Águas de Limeira – Limeira-SP
Palavras-chave: Coagulação, ETA, Qualidade da água, Polímero catiônico
Introdução
Atualmente, mais de 90% das estações de tratamento de água em operação utilizam os processos de
coagulação e floculação na potabilização de águas (Gonçalves). Os agentes coagulantes mais
empregados são sais de ferro e alumínio, gerando como sub-produtos lodos químicos que contém as
impurezas retiradas da água bruta e hidróxidos metálicos floculentos precipitados. Devido ao conteúdo
elevado de metais e de sólidos, o seu descarte deve ser feito de maneira criteriosa para evitar danos ao
meio ambiente e aos seres humanos.
As estações de tratamento de água (ETAs) representam uma necessidade básica para as
comunidades, visto que têm a finalidade de fornecer água potável, proporcionando, desta forma,
melhores condições de saúde e higiene à população.
Nos últimos anos, um grande número de estações de tratamento de água (ETAs) tem-se defrontado
com o problema do tratamento e disposição final dos resíduos sólidos gerados durante o processo de
tratamento de água. Embora não seja um problema recente, o efeito da disposição inadequada dos
resíduos sólidos gerados em ETAs no meio ambiente tem-se mostrado ser extremamente danoso ao
meio ambiente, especialmente nos grandes centros urbanos, seja pelo aumento da quantidade de sólidos
e da turbidez em corpos d’água, como também no provável aumento da sua toxicidade que, por sua vez,
pode comprometer a estabilidade da vida aquática.
A concessionária “Águas de Limeira” possui certificado ISO 9001 versão 2000 e pretende certificar-se
também pela norma ISO 14000 . Assim, visando principalmente às questões ambientais, estão sendo
realizados ensaios de floculação com um polímero orgânico sintético catiônico em sua Estação de
Tratamento de Água (ETA).
O sulfato de alumínio é muito utilizado como coagulante, por apresentar um baixo custo e boa
eficiência na coagulação de partículas coloidais. Entretanto, ele não é biodegradável. De acordo com a
Portaria 518 de abril de 2004 a dosagem máxima de alumínio na água final é de 0,2 mg/L, pois acima
desta concentração pode-se acarretar sérios danos à saúde humana, bem como toxidade a diversos
peixes, algas e bactérias (Di Bernardo, 1993).
O lodo produzido em ETAs é composto de argilas, areia fina, material húmico e microorganismos,
bem como produtos provenientes de processo de coagulação. Devido a estes fatores o lodo formado por
hidróxido de alumínio é de difícil adensamento e desidratação, (DI BERNARDO, 1993). Além disto, a
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água tratada com sulfato de alumínio abaixa muito o pH, precisando de um alcalinizante para posterior
correção / neutralização do mesmo, normalmente cal hidratada.
Sabe-se que o uso de polímeros como auxiliares de floculação melhora a qualidade da água
decantada e filtrada, aumenta o período médio entre lavagens consecutivas dos filtros, reduzindo,
portanto, a perda de água e acarretando a redução no volume de lodo (DI BERNARDO, 1993).
Devido a estas vantagens, e procurando manter os padrões de qualidade exigidos pela legislação
ambiental, a escolha do uso de um polímero orgânico catiônico é uma alternativa para o tratamento de
água.
O objetivo de clarificação da água consiste em promover a redução na sua turbidez, cor e carga
orgânica, através da eliminação de sólidos suspensos por meio de processos físico-químicos.
O maior entendimento dos mecanismos de coagulação atuantes durante a potabilização de águas deriva
de pesquisas realizadas por AMIRTHARAJAH (GONÇALVES). Os mecanismos envolvidos na coagulação de
sistemas coloidais são complexos e envolvem propriedades de superfície, potenciais elétricos, interações
solvente-soluto, solvente-partículas, produtos de solubilidade, condições de mistura e de pH, entre outros.
De um modo geral pode-se dividir os mecanismos de coagulação em quatro tipos: compressão da dupla
camada, neutralização-adsorção de cargas, varredura e formação de pontes. Descrição detalhada destes
mecanismos é realizada por DI BERNARDO (1993).
Polieletrólitos são polímeros originários de proteína a polissacarídeos de natureza sintética ou
natural. São três tipos: catiônicos, aniônicos, não iônicos, de acordo com a carga da cadeia polimérica.
Polímeros não iônicos não são considerados polieletrólitos, mas são incluídos nesta categoria em
função da semelhança de suas aplicações. Os polieletrólitos são divididos em duas sub-classes, fracas e
fortes.
Os polieletrólitos são compostos orgânicos de variada estrutura química, de alto peso molecular (104 a
107). Possui um grande número de sítios ativos nas suas largas cadeias orgânicas, que formam
macromoléculas, do tipo coloidal.
Os polímeros naturais são utilizados para reduzir a ocorrência de transpasse dos flocos nos filtros e
aumentar a chamada taxa de filtração.
A água pode conter uma variedade de impurezas, destancado-se as partículas coloidais, substâncias
húmicas e microorganismos em geral. Tais impurezas apresentam carga superficial negativa, impedindo
que as mesmas aproximem-se umas das outras, permanecendo no meio se suas características não
forem alteradas. Para que as impurezas possam ser removidas, é preciso alterar-se algumas
características da água e, conseqüentemente, das impurezas, através da coagulação, floculação (Figura
1), sedimentação (ou flotação) e filtração.
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Figura 1: Detalhe de uma floculação
A coagulação, geralmente realizada com sais de alumínio e ferro, resulta de dois fenômenos: o
primeiro, essencialmente químico, consiste nas reações do coagulante com a água e na formação de
espécies hidrolisadas com carga positiva e depende da concentração do metal e pH final da mistura; o
segundo, fundamentalmente físico, consiste no transporte das espécies hidrolisadas para que haja
contato com as impurezas presentes na água. O processo é muito rápido, variando desde décimos de
segundo à cerca de 100 segundos, dependendo das demais características (pH, temperatura, quantidade
de impurezas, etc). Ele é realizado em uma Estação de Tratamento de Água, na unidade de mistura
rápida. Daí em diante há necessidade de agitação relativamente lenta, para que ocorram choques entre
as impurezas, que se aglomeram formando partículas maiores, denominadas flocos, que podem ser
removidas por sedimentação, flotação ou filtração rápida. Esta etapa é denominada floculação.
Quando se faz necessário à coagulação química, o desempenho de qualquer tecnologia de
tratamento, essencialmente, depende dessa etapa, que, se for deficiente, as impurezas não são retidas
nos meios granulares em sistemas de filtração direta. Já em um tratamento completo, a floculação
também pode resultar ineficiente, comprometendo o desempenho da sedimentação e da filtração.
A coagulação depende fundamentalmente das características da água e das impurezas presentes
conhecidas através de parâmetros como pH, alcalinidade, cor verdadeira, turbidez, temperatura,
mobilidade eletroforética, força iônica, sólidos totais dissolvidos, tamanho e distribuição de tamanhos das
partículas em estado coloidal e em suspensão, etc
Águas de Limeira e seu Processo de Tratamento de Água
A água captada do Rio Jaguari é levada por mais de 15 Km, através de tubulações subterrâneas e
das duas estações, a estação de captação de água bruta do rio Jaguari e a estação de bombeamento
São Lucas até a ETA, para ser tratada.
O processo do monitoramento já começa na Estação de Bombeamento do Jaguari onde é medido o
pH da água, medida que serve para verificar se a água bruta possui pH ácido ou alcalino, e também a
turbidez. A Figura 2 (A) mostra a chegada da água bruta na ETA. Com a chegada da água do Rio na
Estação de Tratamento, instantaneamente é analisado a cada segundo a turbidez que indica o quanto à
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água se apresenta cristalina ou turva, através de um equipamento chamado turbidímetro de processo.
Neste momento é adicionado sulfato de alumínio
a-)
b-)
(Figura
2(B))
e a água
passa
por
agitação.
Figura 2 – a-) Chegada da água bruta na ETA – “Calha Parshall”, b-) Dosagem de sulfato de alumínio.
Esse processo é chamado de coagulação, que consiste na separação de partículas presentes na
água do rio, na forma de coágulos. Para controlar esse processo tem-se o pHmetro de processo, que
analisa a cada segundo o pH da água após a adição do sulfato de alumínio. Quase em conjunto com a
coagulação, é verificada a vazão da água, quantos litros estão chegando por segundo (a média é de 780
litros por segundo); este aparelho é o macro medidor de vazão da água bruta.
Os pequenos coágulos formados na etapa anterior transformam-se em flocos no processo da
floculação, momento em que são separadas da água as impurezas como argila e barro, formando
pequenos flocos, passando por várias câmaras, sob agitação lenta e constante, para promover o aumento
do tamanho dos flocos. Os flocos maiores passam para outros tanques, onde ocorrerá a etapa chamada
decantação que consiste na migração dos flocos grandes e pesados para o fundo do tanque, separando
a água limpa em sua superfície.
Objetivos
Objetivo Geral
Avaliar a eficiência do processo coagulação / floculação e posteriormente de decantação, ou seja, a
remoção de turbidez e cor, utilizando um polímero sintético catiônico em conjunto com o sulfato de
alumínio, minimizando a dosagem deste último, através de ensaios de Jar Test.
Objetivos Específicos
- Determinar a melhor dosagem do polímero;
- Avaliar a redução da turbidez e da cor em função do polímero;
- Avaliar a capacidade do polímero utilizando-o juntamente com o sulfato de alumínio;
- Avaliar-se a viabilidade econômica no uso do polímero em substituição de parte do sulfato de
alumínio;
- Avaliar a qualidade final da água filtrada.
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Metodologias para Análises físico–químicas laboratoriais
As análises físico-químicas efetuadas no presente trabalho estão baseadas em metodologias
descritas no “Standard Methods for the Examination of Water end Wastewater” e nas
Apostilas de
Química Sanitária e Laboratório de Saneamento I e II, CESET/UNICAMP (MEDEIROS et al).
Resultados e Discussão
A Tabela 1 contém as principais características físicos-químicas das águas bruta em estudo. A água
do tipo A, coletada em época de seca e tipo B, em época de chuva.
Tabela 1: Características das águas estudadas na ETA - Águas de Limeira.
Tipo Turbidez
Cor
Alcalinidade Condutividade pH
T
Dureza
uT
uH
mg/L(CaCO3)
umho/cm
ºC
mg/L(CaCO3)
A
50
72
23,4
94,7
7.0
24
18,8
B
200
128
18
61,5
6.7
25
20,0
Em função das características das unidades que compõem a ETA, alguns parâmetros para execução
dos ensaios foram fixados, procurando-se simular de forma aproximada o que ocorre na mesma. Os
ensaios realizados foram agrupados em etapas e séries, de modo a facilitar a apresentação.
Estudos em laboratório com unidade de floculação “Jar-Test”
Nesta série de testes determinou-se a melhor dosagem do polímero, utilizando o mesmo critério para
o sulfato de alumínio, atualmente em uso, obtendo-se uma dosagem entre 5 e 6 mg/L de polímero
catiônico. Cabe ressaltar que através de ensaios Jar Test foi obtido uma relação de equivalência: 1 mg/L
de polímero catiônico equivale a mais ou menos 10 mg/L de sulfato de alumínio. As análises físicoquímicas realizadas referente às amostras de água decantada mostraram que houve vantagem na
utilização do polímero, pois houve redução considerável no alumínio residual e os parâmetros restantes
como observado na Tabela 2 ficaram de acordo com o recomendado pela Portaria 518 do Ministério da
Saúde. Estes resultados mostram a eficiência da atuação conjunta das duas substâncias, foi observado
uma boa remoção de turbidez e cor.
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Tabela 2 - Verificação da eficiência dos produtos, sulfato de alumínio e polímero catiônico com
dosagens otimizadas em aparelho de “Jar-Test”.
Sulfato de
Polímero
Jarro
1
2
3
4
5
6
Água
Alumínio
Tipo
mgL
A
A
A
A
A
A
40
50
20
20
0
0
Catiônico
-1
mgL
pH
-1
0
0
2
3
4
5
Turbidez
nTu
6,7
6,8
6,9
7
7
7
1,92
2,17
2,29
2,49
5,82
5,89
O mesmo método de estudo utilizado para água do tipo A foi utilizado para água do tipo B, concluindo
que foram obtidos ótimos resultados com a aplicação do polímero catiônico e uma redução apreciável do
sulfato de alumínio (Tabela 3). Os parâmetros de potabilidade ficaram de acordo com a portaria 518 tanto
para amostras de água decantada quanto para a filtrada.
Tabela 3- Dosagem do Sulfato de Alumínio em conjunto com o Polímero Catiônico em água do tipo B
no aparelho de “Jar-Test”
Sulfato de
Polímero
Água
Alumínio
Catiônico
Tipo
MgL-1
mgL-1
1
B
60
0
6,7
2,14
2
B
70
0
6,8
2,30
3
B
40
2
6,9
2,29
4
B
40
3
7
2,34
5
B
0
10
7
5,71
6
B
0
11
7
5,26
Jarro
pH
Turbidez
nTu
Conclusões
- De acordo com as análises realizadas, constata-se que o polímero catiônico em ação conjunta com
o sulfato de alumínio é eficiente na redução de turbidez e cor e que o pH da floculação não aumenta com
a adição do mesmo o que é um fator positivo em relação ao sulfato de alumínio.
- A melhor utilização do polímero foi em trabalho conjunto com o sulfato de alumínio.
- Os parâmetros de potabilidade estudados com amostra de água filtrada estavam todos de acordo
com os especificados pela Portaria 518 do Ministério da Saúde.
- O polímero catiônico terá sua utilização em casos esporádicos como, por exemplo, em casos de
turbidez elevada, normalmente em épocas de chuvas.
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REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
DI BERNARDO, L. Métodos e Técnicas de Tratamento de Água, V1, ABES, 1993.
GONÇALVES, Ricardo Franci – Influência dos mecanismos de coagulação da água bruta na
reciclagem de coagulantes em lodos de Estações de Tratamento de Água. Departamento de Hidráulica e
Saneamento - Universidade Federal do Espírito Santo - Agência FCAA - Vitória - ES .
MEDEIROS, M. A. C., SOBRINHO, G. D., ALBUQUERQUE, A., VENDEMIATTI, J. A. S., OLIVEIRA,
A. C., Apostilas de Química Sanitária e Laboratório de Saneamento I e II, CESET/UNICAMP, 2002.
Portaria 518 do Ministério da Saúde – Diário Oficial da União 26 de março de 2004.
“Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater” 20th edition – 1998.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
A Atuação da Sociedade Civil Organizada como Mecanismo para a
Sustentabilidade no Uso dos Recursos Hídricos: o Projeto Água Quente
Marcelo Montaño, ONG Acquavit, [email protected]
Renata Bovo Peres, ONG Teia – Casa de criação, [email protected]
Kátia Ventura, colaboradora, [email protected]
Daniel Marostegan e Carneiro, Teia – Casa de criação, [email protected]
Introdução
A Bacia Hidrográfica do Córrego da Água Quente ocupa uma área de 12,5 km2 (1250ha) localizada na
região sul da cidade de São Carlos, SP. Trata-se de uma das regiões mais carentes da cidade, com cerca
de 35 mil moradores alocados em cerca de 17 bairros e 30 propriedades rurais, e que vem passando por
um crescente processo de degradação ambiental em torno de seu principal curso d’água, o córrego da
Água Quente (com nascentes erodidas, corpo d’água poluído e assoreado, perda de cobertura ciliar,
áreas de risco em encostas), em função, sobretudo, do acelerado crescimento urbano desordenado.
Essa situação, aliada à ausência de investimentos significativos pelo Poder Público em projetos ou
programas de recuperação ambiental, acaba por constituir um quadro favorável à busca por formas
alternativas de atuação, sobretudo em áreas específicas relacionadas à gestão do território como um
todo, e em especial quanto aos seus recursos hídricos.
Em junho deste ano (2004), valendo-se de um edital público para a apresentação de projetos de
recuperação ambiental de bacias hidrográficas, as ONGs Teia e Acquavit, de São Carlos tiveram o seu
projeto “Água Quente” selecionado entre diversos projetos de todo o país. Espera-se, com o projeto,
implementar no trecho mais degradado desta bacia algumas ações de caráter estrutural (recuperação da
cobertura vegetal e da qualidade de algumas nascentes, proposição de técnicas alternativas de
recuperação de áreas degradadas, etc.), e ações de caráter educacional (cursos de capacitação e
mobilização de agentes ambientais, aulas práticas, atividades ludo-pedagógicas, eventos de divulgação e
disseminação de boas práticas, fóruns de discussões para a gestão municipal dos recursos hídricos e
desenvolvimento local).
Com essas ações o projeto visa também o fortalecimento das Organizações Civis Locais através do
início de um trabalho em rede com ONGs, Universidades, setor público e privado, que possa fomentar um
processo de discussão sobre os principais problemas encontrados na bacia, bem como incentivar a
elaboração de iniciativas autônomas de desenvolvimento local para a recuperação sócio-ambiental da
Bacia e seu posterior encaminhamento para apreciação pelos órgãos competentes.
O projeto tem como uma de suas principais metas despertar e exercitar nos habitantes o conceito de
cidadania baseado no balanço entre direitos e deveres fazendo com que os usuários desta Bacia dêem
continuidade às propostas de recuperação local, valendo-se de ações que consideram de modo integrado
os conflitos ambientais e suas soluções juntamente com as expectativas, propostas e atuações dos
usuários à montante e à jusante da Bacia.
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Contextualização
O Município de São Carlos é considerado um dos mais importantes centros regionais do interior
paulista. Localizado na região centro oeste do Estado de São Paulo (próximo a cidades como Ribeirão
Preto, Araraquara, Piracicaba e Rio Claro), ocupa uma área de cerca de 1.140 km2 e possui uma
população aproximada de 210 mil habitantes, dos quais que vivem, em ampla maioria (cerca de 95%), na
área urbana do município.
O território do município está situado em duas Unidades de Gerenciamento de Recursos Hídricos
(UGRHI) 1 : cerca de 60% do território está localizado na bacia hidrográfica do rio Mogi-Guaçu, e o restante
pertence à Bacia Tietê-Jacaré. Quase toda a área urbana está situada na Bacia do Tietê-Jacaré, mais
especificamente na Bacia do Alto Jacaré-Guaçu, sendo que a maior parte desta é drenada pela Bacia do
rio do Monjolinho, afluente do rio Jacaré-Guaçu.
Apesar de ser um município privilegiado, sob o ponto de vista da quantidade de recursos hídricos (seu
território abriga cerca de 700 nascentes, e 20 corpos d’água percorrem a área urbana), essas águas vêm
sendo sistematicamente ignoradas pelas sucessivas gestões municipais, que não assumem a sua
responsabilidade pela gestão dos recursos hídricos, além de não observarem com a devida atenção para
a legislação ambiental.
Apesar de haver alguns programas pontuais, principalmente na zona rural, nota-se uma extensa
gama de problemas relacionados, essencialmente, à falta de planejamento do uso e ocupação do solo
(sobretudo nas áreas urbanas). Contaminados por resíduos de todo tipo, desde pesticidas até o esgoto
da cidade, e tendo que suportar todos os problemas relacionados à erosão e ao assoreamento, os corpos
d’água ainda são periodicamente aviltados com a remoção de sua vegetação ciliar, tanto para permitir a
ocupação por uma determinada cultura quanto para abrir passagem para mais uma via de circulação
expressa – as conhecidas “vias marginais”, ou para simplesmente servirem de “afastadores de
enchentes”, tendo seus leitos devidamente retificados e canalizados.
Estas condições derivam, em boa medida, da expansão da cidade que, devido a um crescimento
acelerado e desordenado, vem gerando uma ocupação urbana descontínua. A partir dos anos 70, a
cidade entrou em conflito com áreas ambientalmente frágeis, situação agravada pela consolidação de
grandes bairros periféricos. De fato, nas últimas três décadas, tanto a população como a área urbanizada
do município, dobraram em tamanho e esse crescimento foi marcado pela segregação sócio-espacial.
Nos últimos trinta anos esta Bacia tem sido uma das áreas mais ocupadas da cidade, em especial por
populações de baixa renda estimuladas a ocuparem principalmente áreas de preservação e áreas
condenadas do ponto de vista geotécnico. Portanto, é nesta região onde existe a maior abundância dos
recursos naturais da cidade com o maior grau de alteração e comprometimento dos mesmos e os bairros
mais carentes, sem planejamento.
Outro fato que ilustra a importância estratégica desta região remete ao fato do município de São
Carlos, e mais especificamente a bacia do Córrego da Água Quente, estar situado sobre uma provável
Observando-se a divisão efetuada pela Lei Estadual n.º 7.633/91 para o Estado de São Paulo.
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área de recarga do Aqüífero Guarani, a maior reserva de água subterrânea do planeta, que já começa a
dar sinais de alerta devido aos impactos ambientais de origem antrópica, principalmente a
superexploração e a contaminação por poluentes de diversas origens, além da interferência no ciclo
hidrológico que altera o seu regime natural de recarga.
Objetivos
O projeto Água Quente tem como objetivo geral promover:
1. Um processo de recuperação ambiental, que se iniciará em um trecho degradado da Bacia
Hidrográfica do Córrego da Água Quente (denominada Área de Intervenção Direta), desenvolvendo a
recuperação de vegetação nativa e apresentando algumas propostas paisagísticas e de intervenções
alternativas de engenharia, a fim de proporcionar para os usuários da bacia uma área de lazer, pesquisa
e educação;
2. A educação ambiental a partir da capacitação de alguns elementos-chave das comunidades,
buscando a construção de uma consciência sobre o uso responsável da água, a necessidade de
mobilização comunitária e a busca pela sustentabilidade sócio-ambiental da Bacia;
3. A mobilização e o fortalecimento de organizações locais, procurando-se iniciar um trabalho em
rede com as ONGs, associações comunitárias, Universidade, setores público e privado, que possa
contribuir para a gestão integrada dos recursos hídricos.
Caracterização da Bacia
O corpo d’água principal desta Bacia é o córrego da Água Quente, que possui uma extensão de seis
quilômetros, desde a sua nascente até a foz, no rio do Monjolinho. Em toda sua extensão há também a
presença de 15 nascentes que alimentam o canal principal. O Córrego da Água Quente atualmente
enfrenta uma situação crítica devido a duas questões principais: o lançamento de esgoto in natura
diretamente no córrego, e graves problemas relacionados à erosão em toda a área da Bacia e
conseqüente assoreamento do leito do canal principal.
O córrego da Água Quente, enquadrado como Classe 2 pelo Decreto Estadual 10.755/77, apresenta
uma vazão estimada, seguindo a metodologia adotada pelo DAAE (Departamento de Águas e Energia
Elétrica do Estado de SP), em cerca de 131 l/s para a vazão média, e cerca de 54 l/s para a vazão
mínima que se mantém por 7 dias consecutivos (Q7,10) e drena solos ácidos. Ressalta-se que o
enquadramento deste corpo d’água na Classe 2 deveria assegurar, de acordo com a resolução CONAMA
20/86, “o abastecimento doméstico, após tratamento convencional; a proteção das comunidades
aquáticas; a recreação de contato primário; a irrigação de hortaliças e plantas frutíferas; a criação natural
e/ou intensiva de espécies destinadas à alimentação humana”, o que demonstra claramente o total
desacordo com as possibilidades atuais.
Na área urbana, a Bacia é ocupada por 17 bairros e, na área rural, verifica-se a existência de um
condomínio com aproximadamente 30 pequenas propriedades exercendo produção de subsistência e/ou
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lazer, algumas pequenas indústrias agropecuárias (avicultura), áreas de mineração desativadas e
também áreas públicas utilizadas como depósito de entulho e lixo.
A vegetação nativa caracteriza-se por apresentar fisionomia de cerrado e mata ciliar na área mais
próxima ao córrego. Além da vegetação nativa, percebe-se também a presença de espécies exóticas,
como eucaliptos e algumas frutíferas (bananeiras). A supressão da vegetação nativa (mata ciliar e
cerrado) por desmatamentos para a utilização do solo por atividades agrícolas (laranja e cana de açúcar)
e ocupação urbana, tem ocasionado conseqüências diretas sobre os fatores água e solo.
O solo predominante da área é proveniente do Arenito Botucatu, apresentando textura bastante
arenosa, o que pode ser apontado como uma das causas do acelerado processo erosivo e de
sedimentação provocado por desmatamentos, atividades de mineração e urbanização irregular (tanto do
ponto de vista técnico quanto legal) em relação à aptidão física do solo;
Com relação à qualidade dos recursos hídricos superficiais, são baixos os índices de qualidade da
água com elevados índices de coliformes fecais, material em suspensão, condutividade elétrica e
concentração de nutrientes, refletindo as alterações induzidas pela ocupação antrópica da Bacia.
Percebe-se, ainda, um aumento de áreas inundáveis ou de alagamento, o que sugere uma maior
probabilidade de danos à população, sejam eles econômicos ou de saúde pública.
Figura 1: localização da bacia hidrográfica do Córrego da Água Quente
A região é a que apresenta maior concentração de população de baixa renda – 70% ou mais chefes
de família com rendimento de até três salários mínimos. Em decorrência, há um grande número de
ocupações caracterizadas como “subnormais” – moradias adensadas e com grande concentração de
famílias com rendimento inferior a um salário mínimo, além de muitas sem qualquer rendimento.
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Além disso, altos índices de analfabetismo, principalmente entre os chefes de família. Um dos fatores
que pode colaborar para este índice é que a maior parte dos equipamentos de educação estão
localizados no centro da cidade. Tal situação reforça a demanda por educação contínua nos diferentes
níveis de ensino nesta região da cidade.
Diante desses aspectos, a Bacia Hidrográfica do córrego da Água Quente se constitui como um
campo de ação bastante adequado para o desenvolvimento de atividades educativas e pedagógicas que
contribuam para a recuperação ambiental de uma área degradada através de uma abordagem multi e
interdisciplinar, associados a uma extensa grade de trabalhos de campo, fundamentais para a construção
e difusão de conhecimentos.
Pode-se considerar que, apesar do contínuo processo de degradação ambiental, a área apresenta um
grande potencial paisagístico para se tornar uma importante referência de recuperação para a região
como um todo, com a perspectiva de se iniciar, a partir do projeto Água Quente, um processo efetivo de
discussão e elaboração de uma política viável de recuperação de Bacias hidrográficas. Da mesma forma,
a população de toda a Bacia, a despeito de seus indicadores de renda e escolaridade, se mostra bastante
disposta a trabalhar de forma solidária, desde que mobilizada de forma adequada. Exemplo disso é o
crescente número de empreendimentos coletivos, sobretudo na forma de cooperativas, e um número
razoável de entidades civis (ONGs, associações de moradores, grupos culturais), que trabalham tanto
para geração de renda quanto para a melhoria da qualidade de vida local.
Resultados Esperados
O projeto Água Quente está formatado para ser executado por uma equipe permanente, que irá
acompanhar os 24 meses de projeto, formada por 4 coordenadores, 5 colaboradores e 2 estagiários, com
formações diversificadas que abrangem diferentes áreas de conhecimento. Ao longo do projeto espera-se
a participação de diferentes profissionais, em momentos específicos.
A partir do diagnóstico efetuado para a bacia, efetuado pela equipe de coordenadores durante o ano
de 2002, a proposta elaborada para o Plano Diretor Municipal (atualmente em discussão na Câmara
Municipal) destaca a área em função de suas características sócio-ambientais, e como que reconhecendo
sua fragilidade e suas aptidões, propõe a criação de uma área que venha a compor um futuro Parque
Urbano – uma área para lazer, pesquisas, educação e recuperação ambiental.
Nesse sentido, o PROJETO ÁGUA QUENTE pretende associar três questões importantes:
9 iniciar o processo de recuperação de uma área-piloto, a fim de oferecer à população uma área com
melhores condições ambientais;
9 oferecer ao município e região uma referência para futuras intervenções em outras Bacias
hidrográficas degradadas, e;
9 desenvolver um trabalho integrado entre Organizações Não Governamentais, Organizações Locais,
Poder Público e Privado com base na implantação de propostas de recuperação ambiental definidas em
conjunto com a população, que possibilite o estabelecimento de uma rede de atuação entre estas
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entidades, a fim de garantir a continuidade do processo de discussão e encaminhamento de suas
demandas junto aos órgãos competentes.
Para a mobilização social e educacional da população diretamente envolvida na Bacia são
necessárias estratégias participativas que aprimorem o envolvimento dos diversos grupos locais na
compreensão do processo de degradação de todo o espaço da bacia e, fundamentalmente, na
recuperação de seus recursos hídricos. Neste caso, a incorporação de novos conceitos que vêm sendo
difundidos na região, e que se mostram favoráveis à sua aplicação em bacias hidrográficas
(especialmente as bacias urbanizadas) com alto índice de degradação.
O conceito de “Bacia Escola” se baseia nos princípios de planejamento, educação e monitoramento
ambiental de uma determinada bacia ou sub-bacia. Para essas ações, consideram-se os conflitos
ambientais e suas soluções juntamente com as expectativas, propostas e atuações de moradores à
montante e à jusante da bacia. Esta forma de planejamento, ao considerar os anseios da comunidade,
pode ser entendida como a aplicação do conceito de “hidrossolidariedade”.
A questão da hidrossolidariedade é fundamentada num processo educativo baseado na sensibilização
e mobilização social de moradores na área pretendida, visando à integração deste público com o espaço
em seu entorno para sustentabilidade e continuidade de ações de conservação dos recursos naturais.
Deste modo, a mobilização deve estar centrada em uma metodologia participativa, através da troca de
informações e não de uma imposição de conhecimentos, que procure incentivar a adoção de uma nova
postura no trato das questões coletivas (ambientais ou não), reconhecendo nos participantes uma função
absolutamente ativa dentro dos processos educacional e de tomada de decisões.
A participação da sociedade civil organizada, nos moldes de um projeto desse tipo, que se vale de um
edital de financiamento lançado por uma empresa estreitamente ligada à esfera governamental, permite
ocupar determinados espaços que dificilmente seriam preenchidos pelo poder público, por uma série de
razões (dificuldades financeiras, entraves políticos). Espera-se que, ao longo dos dois anos de projeto, a
comunidade envolvida com as questões que serão tratadas seja despertada para a necessidade de se
organizar, de modo a fortalecer a sua capacidade de reivindicação e de interferir, de alguma maneira, no
processo de tomada de decisão.
BIBLIOGRAFIA CONSULTADA
Costa, L., Marinho, C., Fecuri, J. (coords.). Redes: uma introdução às dinâmicas da conectividade e
da auto-organização. WWF-Brasil. Brasília, 2003.
PREFEITURA MUNICIPAL DE SÃO CARLOS. Análise ambiental da bacia do córrego da Água
Quente, São Carlos-SP. Secretaria Municipal de Obras, Transportes e Serviços Públicos. São Carlos,
2002.
Peres, R. B., Montaño, M., Ventura, K. Projeto Água Quente. Edital Petrobrás Ambiental. TEIA – Casa
de criação. São Carlos, 2004.
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Aplicação de Testes Ecotoxicológicos para Avaliação de Tecnologias de
Tratamento de Água para a Remoção de Células e Toxinas de Cianobactérias
Takenaka, R.A.1; Okumura, D.T.2; Sotero-Santos, R.M.B.2; Rocha, O.2; Kuroda, E.3; Di Bernardo, L.3
1
Programa de Pós-Graduação em Ciências da Engenharia Ambiental, EESC, USP; bolsista CNPq
2
Departamento de Ecologia e Biologia Evolutiva, UFSCar
3
Departamento de Hidráulica e Saneamento, EESC, USP
Introdução
Os reservatórios usados para abastecimento público ou para a geração de energia elétrica são
bastante propensos às florações de algas e particularmente de cianobactérias, pois tendem a acumular
nutrientes, apresentam baixa velocidade de fluxo e têm longo tempo de residência. Tais florações podem
alterar ou prejudicar os diversos usos de um corpo d’água, tendo efeitos diretos na qualidade da água.
Além disso, as florações de cianobactérias podem ser tóxicas e ter efeitos adversos sobre a biota
aquática e a saúde humana.
Os efeitos das florações de cianobactérias são variáveis entre gêneros e espécies e entre clones de
espécies zooplanctônicas. Sabe-se que em lagos caracterizados pela sucessão qualitativa e quantitativa
de espécies, as mudanças no conteúdo de toxinas tendem a acompanhar as mudanças na composição
de espécies (HENRIKSEN & MOESTRUP, 1997).
Em todo o mundo, há inúmeros relatos de intoxicações de animais por florações de cianobactérias
(CODD et al., 1989; CARMICHAEL, 1992; DAWSON, 1998; POURIA et al., 1998; SIVONEN & JONES,
1999), inclusive casos de intoxicações de seres humanos. O mais grave episódio de intoxicação humana
causada por cianotoxinas ocorreu no Brasil, em Caruaru (PE), onde pacientes de uma clínica de
hemodiálise morreram devido à utilização de água contaminada com cianotoxinas hepatotóxicas. Tal
acidente demonstrou a relevância dos riscos das cianotoxinas para a saúde humana e a importância da
eficiência dos processos utilizados nas estações de tratamento de água para remoção das mesmas
(JOCHIMSEN et al., 1998).
As toxinas de cianobactérias geralmente não são removidas pelo tratamento por ciclo completo,
utilizado na maioria das estações de tratamento de água no Brasil, e podem ter a concentração
aumentada durante tal processo devido à lise das células, principalmente no lodo acumulado nos
decantadores. Assim, a água destinada ao consumo humano pode ser uma das principais fontes de
exposição do homem às cianotoxinas. A comunidade científica tem se empenhado para identificar,
caracterizar e quantificar as cianotoxinas, avaliar seus efeitos sobre a biota e o homem, além de
aprimorar ou desenvolver tecnologias de tratamento de águas de abastecimento, que possibilitam a
remoção das cianobactérias tóxicas e/ou de suas toxinas.
O objetivo deste trabalho foi verificar a possibilidade de aplicação de testes ecotoxicológicos na
avaliação da eficiência de alguns processos utilizados em tratamento de água (coagulação seguida de
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filtração em meio granular de areia e adsorção em carvão ativo granular) na remoção de células e toxinas
de cianobactérias.
Materiais e Métodos
Os organismos-teste utilizados foram os cladóceros padronizados Ceriodaphnia silvestrii (espécie
nativa) e Ceriodaphnia dubia (espécie exótica) (Crustacea, Cladocera) e os peixes Hyphessobrycon
eques (Characidae) e Poecilia reticulata (Poeciliidae). Os cultivos dos cladóceros e os testes de
toxicidade foram realizados segundo procedimentos descritos em normas técnicas padronizadas
(CETESB, 1991; ABNT, 1993; 2003).
A cianobactéria utilizada nos experimentos foi Microcystis spp, cepa NPLJ-4, comprovadamente
tóxica, fornecida pelo Laboratório de Ecofisiologia e Toxicologia de Cianobactérias do Instituto de
Biofísica Carlos Chagas Filho, UFRJ, cultivada segundo CETESB (1993). A suspensão de Microcystis spp
utilizada nos ensaios foi preparada por meio da diluição de volumes pré-definidos de cultura (em
concentrações da ordem de 107 céls mL-1), em água filtrada da Estação de Tratamento de Água – ETA 2
de São Carlos, de modo a obter densidades da ordem de 105 céls mL-1.
Nos ensaios preliminares de bancada, foram utilizados reatores estáticos compostos de 6 jarros de
acrílico transparente de 2 L, tacômetro digital para visualização da rotação (até 600 rpm ±2 %), o que
confere um gradiente de velocidade entre 10 a 1.200 s-1, dispositivo para aplicação de produtos químicos
e coleta nos 6 jarros simultaneamente. Uma descrição dos ensaios realizados é apresentada na Tabela 1.
Os efluentes produzidos em tais ensaios foram utilizados nos testes de toxicidade. Foram realizados
vários ensaios para a determinação da dosagem de coagulante mais adequada, porém, neste trabalho,
constam apenas os resultados relativos à dosagem de 2,5 mg (Al2(SO4)3×14,3 H2O) L-1, a qual foi
considerada ideal para as etapas subseqüentes.
A partir dos resultados obtidos nos primeiros testes de toxicidade com cladóceros, constatou-se a
necessidade de realizar testes adicionais com outros organismos, bem como de determinar se os agentes
causadores da toxicidade poderiam ser provenientes do tratamento da água utilizada, ou seja, residuais
do composto utilizado como coagulante (sulfato de alumínio) ou do cloro utilizado na etapa de précloração. Desse modo, foram realizados diversos testes, aplicando-se o protocolo para avaliação e
identificação da toxicidade (AIT) de acordo com procedimentos estabelecidos pela USEPA (1991). Além
disso, foram realizados testes de toxicidade apenas com a água tratada sem pré e pós-cloração, com
baixas concentrações residuais de alumínio e sem adição de suspensão de cianobactérias, bem como
com os desclorantes ácido ascórbico e tiosulfato de sódio, utilizando-se cladóceros e peixes como
organismos-teste.
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Tabela 1 – Descrição dos ensaios e variação nas dosagens de coagulantes para avaliação da
eficiência de remoção de toxinas em diversos tratamentos de água.
Ensaio
Objetivo
Dosagem de coagulante
1-A*
3 B**
Avaliação de diferentes dosagens de
coagulante
Avaliação de diferentes dosagens de
coagulante
Avaliação da granulometria do filtro de areia
FLA - filtração direta
Avaliação do emprego de carvão ativado
granular após filtração direta com os FLAs
Repetição do experimento 3-A
4B
Repetição do experimento 4A
0 a 2,5 mg
H2O)/L
3 a 5,5 mg
H2O)/L
2,5
mg
H2O)/L
2,5
mg
H2O)/L
2,5
mg
H2O)/L
2,5
mg
H2O)/L
2-A
3-A
4-A
(Al2(SO4)3×14,3
(Al2(SO4)3×14,3
(Al2(SO4)3×14,3
(Al2(SO4)3×14,3
(Al2(SO4)3×14,3
(Al2(SO4)3×14,3
*Água de Estudo da série A: Turbidez = 5,18 uT; alcalinidade CaCO3= 6,44 mg L-1; potencial zeta = -23,3 mV;
COT = 3,74 mg/L; densidade de Microcystis spp = 1,5×105 cél mL-1.
**Água de Estudo da série B: Turbidez = 4,43 uT; alcalinidade CaCO3= 4,6 mg L-1; potencial zeta = -21,50 mV;
COT = 2,098 mg L-1; densidade de Microcystis spp = 5,9×104 cél mL-1.
Resultados e Discussão
Na Tabela 2, estão os resultados dos testes de toxicidade aguda com cladóceros expostos aos
efluentes produzidos nos ensaios 3 e 4 das séries A e B, bem como os valores das medidas das
características físicas e químicas da água (pH, condutividade, dureza, concentração de oxigênio
dissolvido e dosagem de alumínio). Os dados permitem inferir que a toxicidade aos cladóceros foi
causada pelas cianotoxinas, tendo em vista que a mortalidade na água de diluição (água da ETA) não foi
significativa. Dentre os tratamentos testados para a remoção das cianotoxinas, apenas a filtração direta
seguida da adição de carvão ativado granular foi eficiente. Existem diversos estudos na literatura que
apontam para a suscetibilidade dos cladóceros à ação das cianotoxinas e/ou outros compostos
metabólicos liberados pelas cianobactérias (JUNGMANN, 1992; LÜRLING, 1993; SABOUR et al., 2002;
MARSÁLEK & BLAHÁ, 2004).
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Tabela 2 – Imobilidade (%) dos cladóceros Ceriodaphnia dubia e Ceriodaphnia silvestrii expostos aos
efluentes dos ensaios 3 e 4 das séries A e B em testes de toxicidade aguda (48 horas), e valores das
características físicas e químicas das amostras de água medidas no início dos testes.
Imobilidade (%)
Características físicas e químicas da água
Ensaios 3 e 4 Ceriodaphni Ceriodaphni pH condut dureza OD Al2(SO4)
série A
.
mg/L
mg/
a dubia
a silvestrii
3×14,3
µS/cm CaCO3
L
H2O
mg/L
Controle
6,7
6,7
7,4 106,1
40
4,91
0
água ETA +
100
100
7,1
23,1
10
7,86
0
ciano
água ETA
13,3
0
6,5
19,8
8
5,69
0
3A-1
100
100
6,4
24,3
10
5,74
2,5
3A-2
100
33,3
6,3
23,8
8
5,98
2,5
3A-3
60
55,6
6,5
24,1
8
5,55
2,5
4A-1
100
88,9
6,5
24,1
8
5,55
2,5
4A-2
0
0
7,1
43,3
12
5,58
2,5
4A-3
6,7
22,2
7,0
40,4
16
5,95
2,5
Ensaios 3 e 4
série B
Controle
0
0
7,5 154,9
40
6,22
0
água ETA +
6,7
58,3
6,3
23,6
8
6,77
0
ciano
água ETA
0
8,3
6,2
21,4
6
7,18
0
3A-1
100
100
6,1
26,6
6
6,66
2,5
3A-2
100
100
6,0
24,8
6
6,87
2,5
3A-3
100
100
6,1
26,2
6
6,76
2,5
4A-1
0
25
7,0
28,4
8
6,66
2,5
4A-2
0
16,7
7,1
25,6
8
5,97
2,5
4-A3
0
8,3
7,1
26,4
8
6,19
2,5
Para avaliar a sensibilidade de outros organismos à água da ETA a ser utilizada na diluição da
suspensão de cianobactérias para preparação da água de estudo, foi realizado um teste de toxicidade
aguda (96 horas) com o peixe Hyphessobrycon eques. Foi observada mortalidade superior a 90% em
todas as réplicas (Figura 1). Posteriormente, outros testes foram realizados apenas com a água da ETA,
utilizando-se cladóceros e peixes, porém não foi detectada toxicidade.
120
% sobrevivência
100
80
controle
60
água da ET A
40
20
0
0
24
48
72
96
120
horas
Figura 1 – Sobrevivência (%) dos peixes da espécie Hyphessobrycon eques expostos à água da ETA
em teste de toxicidade aguda (96 horas).
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Diante da suspeita de que a severa toxicidade causada aos peixes pela água da ETA poderia ser
decorrente da pré-cloração da água (processo ocasionalmente aplicado no tratamento), foram realizados
testes adicionais para a avaliação e identificação da toxicidade (AIT) da água da ETA (Tabela 3). Embora
tais testes não tenham sido completamente concluídos, os resultados iniciais indicaram que
provavelmente a toxicidade da água da ETA foi resultante da pré-cloração realizada na ocasião.
Tabela 3 – Imobilidade (%) do cladócero Ceriodaphnia silvestrii em testes de toxicidade aguda para
Avaliação e Identificação da Toxicidade (AIT), Fase 1 (parcial), para a água da ETA-2 de São Carlos, SP
Etapas
TT inicial*
Filtração
Coluna C18
Aeração pHi
Aeração pH3
Aeração pH11
Ajuste pH3
Ajuste pH11
Adição TS
Adição EDTA
Tóxicos Suspeitos
Toxicidade
% Imobilidade
CE50,48h
66,0
-zero
-zero
-zero
-zero
-zero
-zero
-zero
-NC
-NC
--
Efeito na toxicidade
RT
RT
RT
RT
RT
NC
NC
Metais/Cloro
TT: teste de toxicidade; *: amostra pura (100%); CE50: concentração efetiva méida; coluna C18: octadecil: TS:
tiosulfato de sódio; RT: redução da toxicidade; NC: não conclusivo
Neste estudo, nem todos os casos de toxicidade das amostras de água da ETA-2 de São Carlos
podem ser atribuídos ao cloro residual. Entretanto, os resultados da avaliação e identificação da
toxicidade (AIT) da água da ETA, indicaram que a toxicidade ao peixe Hyphessobrycon eques foi devida,
ao menos em parte, à ação tóxica do cloro, tendo em vista que a simples aeração da amostra foi
suficiente para reduzir a toxicidade. Além disso, por meio de contato com os responsáveis técnicos da
ETA-2, foi confirmada a pré-cloração da água. Embora esta prática não seja comumente utilizada, para
evitar a formação de trihalometanos, há ocasiões em que ela é requerida, devido à má qualidade da água
do manancial em termos bacteriológicos.
Caso ocorra pré-cloração na ETA, pode ser necessária a aplicação de desclorante, para que o cloro
não interfira nos resultados dos testes de toxicidade deste estudo. Assim, foram realizados testes de
toxicidade aguda com os desclorantes ácido ascórbico e tiosulfato de sódio em concentrações
empregadas na descloração, utilizando-se o cladócero Ceriodaphnia dubia e o peixe Poecilia reticulata
como organismos-teste (Tabela 4).
Tabela 4 – Mortalidade (%) do cladócero Ceriodaphnia dubia (48 horas) e do peixe Poecilia reticulata
(96 horas) expostos à água da ETA e aos desclorantes ácido ascórbico e tiosulfato de sódio em teste de
toxicidade aguda, e valores das características físicas e químicas das amostras de água medidas no
início (i) e ao final (f) do teste.
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Organismo- Amostra
teste
Ceriodaphn controle
ia dubia
água da ETA
ácido ascórbico
mg/L
tiosulfato de sódio
mg/L
controle
Poecilia
reticulata
água da ETA
ácido ascórbico
mg/L
tiosulfato de sódio
mg/L
%
Mortalida
de
pH
condutivida
de µS/cm
0
i
f
7,8 8,1
50
0
100
7,1 7,6
4,1 4,0
i
140,
5
67,2
33,3
50
35
6,0 7,7
56,7
64,5
-
0
7,8 8,0
0
0
7,1 7,5
4,1 6,9
178,
1
49,9
30,1
42
50
140,
5
67,2
33,3
50
0
6,0
56,7
67,2
4
7,5
f
177,
0
43,7
45,5
dureza
mg/L
CaCO3
f
42
-
8
8
Todos os processos e operações envolvidos no tratamento de água geram diferentes resíduos com
composição química e biológica distinta (BOURGEOIS et al., 2004). Alguns fatores, como a qualidade da
água bruta, o pH, a temperatura da água, os produtos químicos adicionados durante o tratamento, a
estação do ano e os processos de tratamento utilizados, influenciam na qualidade e quantidade dos
resíduos produzidos (LIN et al., 1984).
Entre os fatores que poderiam estar a interferir na toxicidade das amostras de água da ETA,
destacam-se: o alumínio residual proveniente do coagulante sulfato de alumínio e o cloro residual, que
poderia ter sido utilizado em uma eventual pré-cloração da água da ETA. Diversos estudos têm
examinado os efeitos tóxicos de elevadas concentrações de alumínio à vida aquática (FREEMAN, 1973;
DRISCOLL et al., 1980; HAVAS, 1985; HUN et al., 1987; RAMAMOORTHY, 1988; BIRCHALL et al.,
1989; GEORGE et al., 1991). O cloro representa um importante composto tóxico em águas superficiais
que recebem efluentes de águas de abastecimento cloradas, efluentes de estações de tratamento de
esgotos, efluentes de operações de descoloração de indústrias têxteis e indústrias de papel e celulose. A
química de compostos clorados em águas naturais é complexa. A toxicidade e a persistência das formas
temporárias dos compostos ricos em cloro, comumente utilizados, dependem do pH, da temperatura da
água, de compostos nitrogenados e dos tipos e quantidades de matéria orgânica que estão presentes
(STEWART et al., 1996).
Apesar das variações que ocorreram na qualidade da água da Estação de Tratamento de Água-2 de
São Carlos, à qual as cianobactérias foram adicionadas, os resultados obtidos indicam que os cladóceros
foram organismos-teste eficazes para a avaliação da eficiência dos processos de tratamento de água na
remoção da toxicidade de cianobactéria e suas toxinas.
Conclusões
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
•
Dentre as tecnologias de tratamento de água utilizadas para a remoção de cianobactérias e/ou
suas toxinas, apenas a filtração direta seguida da utilização de carvão ativado granular foi eficiente para
remover a toxicidade detectada por meio de testes de toxicidade com cladóceros.
•
A qualidade da água da ETA exerceu grande influência nos resultados dos testes de toxicidade,
pois organismos aquáticos, especialmente cladóceros e peixes, são bastante sensíveis a residuais de
cloro e de alumínio.
Embora os resultados ainda não sejam conclusivos, os cladóceros foram adequados para detectar a
presença de cianotoxinas ou outros contaminantes na água da ETA-2, tais como residuais de cloro
(usado na pré-cloração) e de alumínio (residual do coagulante).
•
No entanto, diante dos resultados do teste com os desclorantes, que indicaram maior
sensibilidade dos microcrustáceos a tais compostos, foi recomendada a utilização preferencial de peixes
como organismos-teste nos testes de toxicidade posteriores, para a avaliação da eficiência de diferentes
processos e tecnologias de tratamento de água, visando a remoção de cianobactérias e de suas toxinas.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABNT – Associação Brasileira de Normas Técnicas (1993). NBR 12714: Água – Ensaio de toxicidade
aguda com peixes. Parte I – Sistema estático. Rio de Janeiro, 15p.
ABNT – Associação Brasileira de Normas Técnicas (2003). NBR 13373: Ecotoxicologia aquática Método de ensaio com Ceriodaphnia spp (Crustacea, Cladocera). Rio de Janeiro, 12p.
BIRCHALL, J.D.; EXLEY, C.; CHAPPELL, J.S.; PHILLIPS, M.J. (1989). Acute toxicity of aluminum to
fish eliminated in silicon-rich acid water. Nature, v.338, n.9, p.146-148.
BOURGEOIS, J.C.; WALSH, M.E.; GAGNON, G.A. (2004). Treatment of drinking water residuals:
comparing sedimentation and dissolved air flotation performance with optimal cation ratios. Water
Research, v.38, p.1173–1182.
CETESB – Companhia de Tecnologia e Saneamento Ambiental (1991). Água - teste de toxicidade
aguda com Daphnia similis Claus, 1876 (Cladocera, Crustacea). São Paulo. CETESB, 33p. Norma
Técnica L5.018.
CETESB – Companhia de Tecnologia e Saneamento Ambiental (1993). Água – teste para avaliação
de toxicidade aguda de cianobactérias (algas azuis). São Paulo: CETESB. Norma Técnica L5.025.
CARMICHAEL, W.W. (1992). Cyanobacteria secondary metabolites – The cyanotoxins. Journal of the
Applied Bacteriology, v.72, p.445-459.
CODD, G.A.; BELL, S.G.; BROOKS, W.P.(1989). Cyanobacterial toxins in waters. Water Science and
Technology, n.21, p.1–13.
DAWSON, R.M. (1998). The toxicology of microcystins - review. Toxicon, v.36, p.953-962.
DRISCOLL, JR, C.T.; BAKER, J.P.; BISOGNI, JR, J.J.; SCHOFIELD, C.L. (1980). Effect of aluminum
on fish in dilute acidified water. Nature, v.284, n.13, p.161-164.
Página 118 de 129
Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
FREEMAN, R. (1973). Toxicity of aluminum hydroxide complexes in neutral and basic media to
Rainbow Trout. Transation of the Americam Fish Society, v.102, n.1, p.152-154.
GEORGE, D.B.; BECK, S.G.; ADAMS, V.D.; MORGAN, E.L.; ROBERTS, R.O.; HOLLOWAY, C.;
LOTT, R.C.; HOLT L.K.(1991). Alum sludge in the Aquatic Environment. AWWA Research Foundation and
the American Waterworks Association.
HAVAS, M. (1985). Aluminum bioaccumulation and toxicity to Daphnia magna in soft water at low pH.
Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science, v.42, p.1741-1748.
HENRIKSEN, P.; MOESTRUP, O. (1997). Seasonal variations in microcystin contents of Danish
cyanobacteria. Natural Toxins, 5, 99-106.
HUNN, J.B.; CLEVELAND, L.; LITTLE, E.E. (1987). Influence of pH and aluminum on developing
brook trout in a low calcium water. Environmental Pollution, v.43, p.63-73.
JOCHIMSEN, E.M.; CARMICHAEL, W.W.; AN, J.S.; CARDO, D.M.; COOKSON, S.T.; HOLMES, C.E.;
ANTUNES, M.B.; MELO FILHO, D.A.; LYRA, T.M.; BARRETO, V.S.; AZEVEDO, S.M.; JARVIS, W.R.
(1998). Liver failure and death after exposure to microcystins at a hemodialysis center in Brazil. The New
England Journal of Medicine, v.338, p.873-878.
JUNGMANN, D. (1992). Toxic compounds isolated from Microcystis PCC7806 that are more active
against Daphnia than two microcystins. Limnology and Oceanography, v.37, p.1777-1783.
LIN, S.; EVANS, R.L.; SCHNEPPER, D.; HILL, T.(1984). Evaluation of wastes from the East St. Louis
water treatment plant and their impact on the Mississippi river. Illinois State Water Survey Div., Champaign
- National Technical Information Service-NTIS, ISWS/CIR-160/84.
LÜRLING, M. (2003). Effects of microcystin-free and microcystin-containing strains of the
cyanobacterium Microcystis aeruginosa on growth of the grazer Daphnia magna.
Environmental
Toxicology, v.18, p.202–210.
MARSÁLEK, B. & BLÁHA, L. (2004). Comparison of 17 biotests for detection of cyanobacterial toxicity.
Environmental Toxicology, v.19, p.310-317.
POURIA, S.; ANDRADE, A.; BARBOSA, J.; CAVALCANTI, R. L.; BARRETO, V.T.S.; WARD, C.J.;W
PREISER, W.; POON, G.K.; NEILD, G.H; CODD, G.A. (1998). Fatal microcystin intoxication in
haemodialysis unit in Caruaru, Brazil. Lancet; v.352, p.21–26.
RAMAMOORTHY, S. (1988). Effect of pH on speciation and toxicity of aluminum to rainbow trout
(Salmo gairdneri). Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Science, v.45, n.4, p.634-642.
SABOUR, B., LOUDIKI, M., OUDRA, B., VITOR VASCONCELOS, V., MARTINS, R., OUBRAIM, S.
AND FAWZI, B. (2002). Toxicology of a Microcystis ichthyoblabe waterbloom from Lake Oued Mellah
(Morocco). Environmental Toxicology, v.17, p.24–31.
SIVONEN, K. & JONES, G. (1999). Cyanobacterial toxins. In: I. Chorus and J. Bartram (eds.) Toxic
cyanobacteria in water - A guide to their public health consequences, monitoring and management.
London: E & FN Spon, p.41–91.
STEWART, A.J.; HILL, W.R.; HAM, K.D.; CHRISTENSEN, S.W.; BEAUCHAMP, J.J. (1996). Chlorine
dynamics and ambient toxicity in receiving streams. Ecological Applications, v.6, n.2, p.458-471.
Página 119 de 129
Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
USEPA – United States Environmental Protection Agency (1991). Methods for aquatic toxicity
identification and evaluation. Phase I toxicity characterization procedures. Second Edition. EPA/600/691/003. Environmental Protection Agency, Washington, D.C
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
Avaliação da Contaminação do Rio Mogi Mirim por Nitrogênio Amoniacal
Herefeld, T.C. (1); Neto, G.R.A. (1); Francato, A. T(1) ; Costa, C. (1);Leite, I.R.C.(1) Barraza Larios, M.
R..(2)
(1) Alunos da Faculdade Municipal Professor Franco Montoro
(2) Professor da Faculdade Municipal Professor Franco Montoro.
[email protected] (1); [email protected] (1); [email protected] (1); [email protected]
(1) [email protected] (1) ; [email protected] (2).
Resumo
Os estudos ambientais em Bacias Hidrográficas, são atividades que devem ser sempre incluídas nos
diversos projetos de pesquisa que visem a melhoria da qualidade de vida e do Meio Ambiente. Neste
sentido, a elaboração de estudos em micro-bacias também devem ser incentivados como forma de
auxiliar na montagem de um banco de dados que apresente a realidade local. Os estudos desenvolvidos
em pequenas áreas são de suma importância, para melhor definição das atividades de proteção e
conservação. Apresentam-se neste artigo os resultados da avaliação da contaminação por nitrogênio
amoniacal do rio Mogi Mirim através de analises laboratoriais e levantamentos de campo com o objetivo
de se determinar o índice de poluição Águas que recebem esgotos, em geral apresentam grandes
quantidades desses compostos, principalmente amônia, que pode ser utilizada da mesma forma que o
nitrito, como um indicador de poluição orgânica recente, dada sua rápida oxidação em sistemas com
grande disponibilidade de oxigênio dissolvido. Recém lançada e obter a real situação do curso d`água
para elaboração de bancos de dados com informações sobre os recursos hídricos da região do Alto Mogi.
Os resultados apresentaram-se fora dos limites exigidos pela resolução CONAMA/20, sendo necessária à
execução imediata de atividades que visem a sua recuperação.
Introdução
A matéria orgânica nitrogênada representada pela amônia, tanto na sua forma livre NH3 quanto na
sua não ionizada NH4+ encontra-se presente nos esgotos desde o sistema de captação devido ao inicio
das reações de hidrólise e amonificação ocorridas .VON SPERLING (1996).
A presença em recursos hídricos de amônia indica poluição recente por esgotos domesticos porque o
nitrogênio encontra-se em seu primeiro estágio de oxidação (MACEDO 2003).
Pela legislação federal em vigor, a resolução No 20 do CONAMA/86, o nitrogênio amoniacal é padrão
de classificação das águas naturais e padrão de emissão de esgotos.
A amônia é um tóxico bastante restritivo à vida dos peixes, sendo que muitas espécies não suportam
concentrações acima de 5 mg/L. Além disso, a amônia provoca consumo de oxigênio dissolvido das
águas naturais ao ser oxidada biologicamente, a chamada DBO de segundo estágio. Por estes motivos, a
concentração de nitrogênio amoniacal é importante parâmetro de classificação das águas naturais e
normalmente utilizado na constituição de índices de qualidade das águas (CETESB 2003).
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
Segundo VON SPERLING (1996) as principais fontes de amônia em rios, lagos ou represas que se
encontram em áreas urbanas são:
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
amônia e fosforo na água.
Esgotos. O maior fator de deterioração está, no 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.
Objetivo
O objetivo do projeto é promover um diagnóstico ambiental, caracterizando a água do rio Mogi - Mirim,
coletando amostras em 6 pontos do curso do rio, realizando análises laboratoriais, além de levantamentos
das características físicas do local.
Revisão Bibliográfica em Função das Normas Técnicas Existentes
Após a análise das Resoluções referentes ao Paramêtros de Qualidades das Águas foram escolhidos
os parâmetros para aferição da qualidade para água bruta presentes Resolução nº 20/1986 do Conselho
Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) que classifica em nove classes, as águas doces, salobras e
salinas, segundo os usos preponderantes a que elas se destinam. Particularmente, as águas doces são
divididas em 5 classes.
A Resolução do CONAMA estabelece, ainda, os limites e/ou qualificações do nível de qualidade
apresentado por um segmento de corpo d’água, num determinado momento, em termos dos usos
possíveis com segurança adequada.
Localização e Descrição da Área de Estudo
O Rio Mogi-Mirim está localizado na margem esquerda do rio Mogi-Guaçu, sendo um de seus
principais afluentes. Nasce na fazenda São José dos Pinheiros no município de Mogi - Mirim e deságua
diretamente no rio Mogi-Guaçu.
Possui uma área de drenagem de aproximadamente 158 Km², tendo o Rio Mogi – Mirim como
principal rio na micro-bacia, sendo este um dos principais afluentes do Rio Mogi – Guaçu, com
aproximadamente 34,2 Km de extenção, sendo que uma das suas muitas nascentes localiza-se na
Fazenda São José dos Pinheiros (coordenadas UTM, latitude 302724 e longitude 7513545) à 672 metros
de altitude, apresentando um desnível total do rio entre a nascente e a foz de 95m, (declividade média
2,8m/Km) o que caracteriza a presença de correntezas média;
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Tabela 1 – Áreas de drenagem para o município de Mogi – Mirim e a M-BMM.
Município/Bacia
Mogi – Mirim
M – BMM
Área Urbana
50 Km²
50 Km²
Área Rural
434 Km²
108 Km²
Área Total
48 Km²
158 Km²
Metodologia
Para a elaboração desse levantamento foram utilizadas as informações de captações e lançamentos
destinados a uso urbano que constam do Plano da Bacia do Rio Mogi Guaçu, Mapeamento geoambiental
da região realizado pela Unesp e Análises Laboratoriais feitas no laboratório da Faculdade Municipal
Professor Franco Montoro, Campus Cachoeira, utilizando-se aparelhagem apropriada e devidamente
calibrada, bem como levantamentos com utilização de GPS.
A metodologia utilizada para análise, está baseada no "Standard Methods", seguindo-se os
procedimentos de controle de qualidade necessários.
A Determinação de nitrogênio amoniacal: foi determinado pelo método de KJEDAHL, sendo a amostra
destilada na presença de ácido bórico com solução tampão de fosfato.
Trabalho de Campo
O trabalho de campo foi realizado em seis pontos diferentes do Rio Mogi-Mirim, que é afluente do Rio
Mogi-Guaçu, o qual se enquadra como uns dos principais recursos hídricos do estado de São Paulo,
foram desenvolvidos vários tipos de observações como: dados geográficos com utilização de um GPS,
caracterização da fauna e flora local de cada ponto; coletas de amostras da água que foram feitas
semanalmente e analisadas em menos de 24 horas.
As definições dos pontos visaram obter o máximo possível de representatividade do Rio como um
todo, estes podem ser observados na Figura 1.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
CONAMA
20
Principais Afluentes
Cor. do Soares
Rib. Sto Antônio
Cor. do Bairrinho
Cor. do Lavapés
Cor. da Bela Vista
Cor Santana
Figura. 01: Mapa dos Pontos de Coleta.
Coleta de Amostras
As amostras foram coletadas através de recipiente apropriado visando obter a representatividade do
local, após coletadas foram colocadas em frascos limpos de cor âmbar, com capacidade mínima de 0,5
Litros e lavados duas vezes com a água que seria analisada.
A seguir foram etiquetadas, colocadas em caixa térmica com gelo para conservação das propriedades
originais das mesmas (não houve congelamento das amostras) e analisadas no máximo 24 horas após a
coleta.
Considerações Finais
Os valores médios encontrados para Nitrogênio Amoniacal, ao longo de toda a extensão do Rio Mogi
Mirim não atendem ao padrão de qualidade exigido pela resolução CONAMA 020/86, indicando assim
que ocorrem lançamentos de material orgânico nessas águas que devem estar relacionados
principalmente a fontes de esgotos domésticos.
As concentrações de oxigênio dissolvido próximas a 0 mg/L na foz do Rio Mogi Mirim mostram que o
curso d’água já têm reduzida capacidade de autodepuração. Este cenário descreve um comportamento
significativamente desfavorável para o Rio Mogi Mirim, mostrando que, nas condições atuais, suas águas
não suportam as cargas de origem orgânica lançadas em sua bacia de drenagem.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
A concentração média de amônia, 7.35 mg/L, valores estes, muito superiores aos admissíveis pelo
CONAMA, comprometendo a utilização das suas águas, para qualquer atividade de recreação,
abastecimento público, ou criação de animais aquáticos, pois o nitrogênio na sua forma amoniacal é
extremamente tóxico para estes animais.
Através do Gráfico 1 abaixo observa-se o aumento da taxa de nitrogênio amoniacal quando se
percorre todo o curso do rio.
Gráfico 1 – Concentração de Nitrogênio amoniacal em mg/L no rio Mogi Mirim
10
8
6
4
2
0
Pto I
Pto II
Pto III
Pto IV
Pto V
Supõe-se que este curso d’água apresente valores muito baixos de oxigênio dissolvido pois em
ambientes ricos em oxigênio o nitrogênio amoniacal é convertido em nitrato em uma reação química onde é
necessario segundo MACEDO (2003) 4,3 miligramas de oxigênio para oxidar 1,0 miligrama do íon
amônio, como foi encontrado nitrogênio amoniacal em grandes concentrações não se esperaria taxas
satisfatórias de oxigênio dissolvido neste rio.
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
BRAGA, B. et al. (2002), Introdução à Engenharia Ambiental, Prentice Hall, São Paulo.
BRANCO, S. M. (1978), Poluição: a morte de nossos rios, ASCETESB, São Paulo.
CETESB.
Companhia
de
Tecnologia
de
Saneamento
Ambiental.
São
Paulo.
In:
http://www.cetesb.sp.gov.br consultado em: março de 2004.
EMBRAPA, O Brasil Visto do Espaço. In http://www.cnpm.embrapa.br consultado em: dezembro de
2003
GOLDENBERG, José (org.). Plano da Bacia Hidrográfica do Rio Mogi-Guaçu. SP, 2002.
GOLDENBERG, José (org.) Informações Básicas para o Planejamento Ambiental. Secretaria do Meio
Ambiente, Coordenadoria de Planejamento Ambiental, Governo do Estado de São Paulo. SP, 2002.
GOLDENBERG, José (org.) Atlas Geoambiental das Bacias Hidrográficas dos Rios Mogi Guaçu e
Pardo – SP: Subsídios para o planejamento territorial e Gestão Ambiental. Secretaria do Meio Ambiente,
Coordenadoria de Planejamento Ambiental, Governo do Estado de São Paulo. SP, 2002.
IBGE. Instituto Brasileiro de Geográfia e Estátistica. Brasil. In http://www.ibge.gov.br consultado em
janeiro de 2004.
Página 125 de 129
Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
MACÊDO, J.A.B. Métodos Laboratoriais de Analises Físico-químicas e Microbiológicas ed. CRQ- MG,
a
2 Edição, Belo Horizonte, 2003.
PIZZOLATO, Liliana Luisa (coord.).Série para apresentação de Documentos Científicos. Editora
UFPR, 2001.
SECRETÁRIA DE ESTADO DO MEIO AMBIENTE. São Paulo. In http://www.ambiente.sp.go.br
consultado em: abril de 2004.
SILVA , Osvaldo M. Senra Álvares da. Análises Físico-Químicos para controle de Estações de
Tratamento de Esgotos.Ed.Unicamp, 1987.
VON SPERLING, M. Princípios do tratamento biológicos de águas residuárias. Vol. 1. Introdução à
qualidade das águas e ao tratamento de esgotos, 2 Ed., DESA, UFMG, 1996. 243p.
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
Avaliação da Viabilidade da Reutilização da Água de Enxágüe de Roupa para
Descargas Sanitárias
Vilidiana Moraes Moura 1
Eliana Beatriz Nunes Rondon Lima2
Nicolau Priante Filho3
Josita Correto da Rocha Priante4
Resumo
O presente trabalho visa apresentar uma alternativa de conservação da água, mostrando que dentro
da própria residência existem atividades que geram efluentes em quantidade e qualidade que podem ser
destinadas a outros usos que, não requerem água dentro dos limites exigidos pelos padrões de
potabilidade para o consumo humano. O reuso tem se tornado uma prática crescente de consumo da
água e conseqüentemente geração de água servidas que em geral são dispostas in-natura nos
mananciais ocasionando a degradação da qualidade da água dos recursos hídricos. A importância deste
trabalho pode ser verificada a partir da quantificação da grande parcela de água tratada que se destina ao
atendimento das descargas nas bacias sanitárias de residências, que representa em média 35% do
consumo da água e aponta ainda a água de enxágüe de roupa como uma das fontes de suprimento para
atender a demanda das descargas sanitárias. Este trabalho enfatiza ainda, a necessidade da
conscientização da população demonstrando que cada morador pode dentro da sua residência contribuir
com uma parcela efetiva para conservação da água, através de mudanças de hábitos e ainda a partir de
adoções de pequenas práticas que permitam minimizar o consumo e maximizar o valor da conservação
da água de uma forma simples e educativa, servindo como exemplo para todos os níveis de consumo de
água. O departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da Universidade Federal de Mato Grosso
teve recentemente a aprovação de dois projetos na área de reuso, em função dos resultados dos
benefícios ambiental e educativo do presente trabalho.
1 – Engenheira Sanitarista e Ambiental pela UFMT; Endereço: Cohab D. Orlando Chaves R-04 Q-06
C-17 – Várzea Grande –MT; Telefone: 9158326 / 685-3582. E-mail: [email protected];
2 – Dra Prof. Adjunta do Depto de Engenharia Sanitária e Ambiental-UFMT-Endereço: Rua Presidente
Marques 1219, aptº 801, Ed. Pablo Picasso, Bairro Aráes - Cuiabá - MT; Telefone: 99821945/621-3828.
E- mail: [email protected];
3 – Dr, Prof. Ajunto pelo Departamento de Física da UFMT-Endereço: Rua Dos Eucaliptos, N° 07,
Quadra 15, Jardim das Palmeiras -Telefone: 661-3681. E-mail: [email protected].
4 – Dra., Prof. Adjunta pelo Departamento de Filosofia da UFMT - Endereço: Idem 3 - Tel: 661-3681.
[email protected];
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
Mensagem Final dos Anais
Tarefa nada fácil: envolver a temática ambiental nas esferas profissional e acadêmica, técnica e
humana, pública e privada em um mesmo evento, e que ainda levasse o respeitável nome do
Departamento de Hidráulica e Saneamento e da própria EESC e da USP.
O ideal dos alunos era comum e condizente com a situação da primeira turma de graduação do curso:
realizar um evento que ajudasse a construir a identidade dos “engenheiros do ambiente” da Escola de
Engenharia de São Carlos. E a experiência pouco contava a nosso favor...
Contudo, e aos poucos, as dúvidas e abstrações iniciais foram dando lugar às primeiras
conquistas e o sonho tomando uma forma mais concreta: tema, data, sub-temas, palestras, palestrantes e
patrocínios! A paixão de cada um dos organizadores e colegas de curso pelas grandes questões
ambientais, as quais nos vêm sendo incutidas no decorrer do curso - notadamente aquelas referentes aos
recursos hídricos e à sustentabilidade-, não nos deixava parar de trabalhar até aonde nossa imaginação
alcançasse, e também querer fazer do I SEA o mais receptivo e eficaz possível, naquilo em que se
propôs desde o início..
Queríamos ver acontecer este projeto (para alguns o primeiro!) que fosse de nossa própria autoria e
condução, que tivesse realmente a nossa marca. Assim, por conta e risco, assumimos responsabilidades,
ora agimos corajosamente, ora burocraticamente, cada um dos organizadores com sua parcela de
contribuição. E logo vieram as recompensas.
E, enquanto todo o árduo trabalho erigia aquilo que seria o suporte para a realização do simpósio
em si, o palco das discussões acerca dos recursos hídricos já vem sendo montado há anos por pesquisas
científicas, experiências no âmbito industrial, corporativo e até nas organizações estatais de
gerenciamento e controle, e que neste momento de necessidade de conscientização e aceitação maciça
da sustentabilidade como um paradigma irrefutável, deveriam estar em sinergia para serem eficientes no
que se propõem. Então, percebemos durante o evento, que a sua realização seria mais que satisfação
própria, pois afinal, tudo ali dizia respeito à “paixão” de cada um presente, seja participante, palestrante
ou organizador.
Dessa forma, e com uma perspectiva atual, promovemos o intercâmbio de motivações e novas
tecnologias acerca da qualidade, quantidade, disponibilidade, função social e econômica deste finito e
imprescindível recurso natural que é a água.
Estes anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC-USP remontam àqueles dias de densa
interlocução de grandes palestrantes, com suas idéias, projetos e experiências, além dos diversos
participantes do evento, que, com interesses diferenciados, estavam sempre aptos a promover um debate
coerente e atento à realidade prática.
E agora, findo o simpósio e às vésperas do II SEA, gostaria deixar aqui registrado o profundo respeito
e admiração por todos meus colegas organizadores desse evento, que, em busca daquele ideal comum,
por muitas vezes longe de ser concretizado, não mediram esforços para tornar real o sonho íntimo de
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Anais do I Simpósio da Engenharia Ambiental – EESC/USP
cada um de nós. No fundo, é como se todos tivéssemos realizado um evento próprio: uma festa íntima de
“ser” humano e poder acreditar no outro! Abraço a todos e que nos venham novos desafios!
Heitor Parenti Junior
Integrante da comissão organizadora do I SEA EESC-USP
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