UNIVERSIDADE FEDERAL DO ESPIRITO SANTO
CENTRO TECNOLÓGICO
PROGRAMA DE PÓS GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA AMBIENTAL
ISMÊNIA RESENDE FONSECA
AVALIAÇÃO DA INTERFERÊNCIA DA EFICIÊNCIA HIDRÁULICA NA
EFICIÊNCIA DE DESINFECÇÃO EM TANQUES DE CONTATO DE ÁGUA COM
CLORO UTILIZANDO COM REFERENCIA O GRUPO DE COLIFORMES
TOTAIS E FECAIS
VITÓRIA
2002
ISMÊNIA RESENDE FONSECA
AVALIAÇÃO DA INTERFERÊNCIA DA EFICIÊNCIA HIDRÁULICA NA
EFICIÊNCIA DE DESINFECÇÃO EM TANQUES DE CONTATO DE ÁGUA COM
CLORO UTILIZANDO COM REFERENCIA O GRUPO DE COLIFORMES
TOTAIS E FECAIS
Dissertação de Mestrado apresentada
ao Programa de Pós-Graduação em
Engenharia
Ambiental
do
Centro
Tecnológico da Universidade Federal do
Espírito Santo do Espírito Santo, como
requisito parcial para obtenção do Grau
de Mestre em Ciências em Engenharia
Ambiental
Orientador:Prof. Dr Edmilson Costa
Teixeira
VITÓRIA
2002
E quando nem um fio dágua cintilar sobre a terra para saciar a sede humana,
o homem mergulhará em sua consciência e envergonhado de sua partição ou
omissão sutilmente limpará suas lágrimas, o único fio de água cristalina que ele
não poderá omitir, porque participou!
Ismênia Resende Fonseca
AGRADECIMENTOS
A Deus que em seu imensurável amor me concede o aprendizado diário, tão
necessário a minha evolução.!
Ao meu querido Maurício, marido-amigo, grande incentivador de todos os
momentos de minha vida, em seu apoio constante.
Aos meus filhos, Fabrício, Fábio e Lucas, pela compreensão de tantas horas
subtraídas do convívio familiar.
Ao meu orientador Prof. Edmilson Costa Teixeira, pela oportunidade, pela
orientação, pela paciência e pelo meu desenvolvimento profissional.
À participação especial da Enga e Profa Iene Figueiredo, pelo apoio na etapa inicial
desse trabalho.
Ao técnico do Laboratório de Hidráulica e Saneamento Antônio Carlos de Souza,
pela sua valiosa colaboração e disponibilidade em cada etapa da montagem da
unidade experimental.
A CESAN através da EngA Maria Alice Piccolo.
Aos colegas do GEARH, em especial a Lucas Henrique Case e Renato Siqueira
pelo apoio acadêmico e atenção dispensados no período de conclusão desta
dissertação.
A Fabrício Resende Fonseca pelo apoio aos trabalhos de campo e ensaios
laboratoriais,
SUMÁRIO
LISTA DE FIGURAS ............................................................................................ 7
LISTA DE QUADROS ............................................................................................. 9
LISTA DE TABELAS ............................................................................................. 10
LISTA DE GRÁFICOS ........................................................................................... 11
LISTA DE SIGLAS E SÍMBOLOS ......................................................................... 12
ABSTRACT ........................................................................................................... 14
1-INTRODUÇÃO ................................................................................................... 15
2- OBJETIVOS ...................................................................................................... 18
2.1 – Objetivo Geral ........................................................................................... 18
2.2- Objetivos Específicos ................................................................................. 18
3- REVISÃO BIBLIOGRÁFICA .............................................................................. 19
3.1 – Desinfecção de Água Pelo Método da Cloração ...................................... 19
3.1.1- Cloração ao breakpoint ........................................................................ 20
3.2 –Química da cloração .................................................................................. 22
3.2.1 – Reações com Água ............................................................................ 22
3.2.2- Reações com Amônia .......................................................................... 24
3.2.3 – Subprodutos da Cloração ................................................................... 25
3.3 –Mecanismo da desinfecção ....................................................................... 26
3.3.1 – Eficiência da Resinfecção com Residual de Cloro Livre .................... 26
3.3.2 -Fatores que Influenciam a Ação Bactericida do Cloro ......................... 28
3.3.2.1- Teoria das Colisões ....................................................................... 29
3.3.2.2 – Injeção do Desinfetante ............................................................... 30
3.4-Parâmetros Bacteriológicos ......................................................................... 31
3.4.1- Coliformes Totais (CT) ......................................................................... 31
3.4.2- Coliformes Fecais (CF) ........................................................................ 32
3.4.3-Identificação de Coliformes Totais e Fecais Pela Técnica da Membrana
Filtrante .......................................................................................................... 32
3.5-Parâmetros Físicos e Químicos ................................................................... 33
3.5.1- pH ........................................................................................................ 33
3.5.2 – Temperatura ....................................................................................... 34
3.5.3-Turbidez ................................................................................................ 34
3.5.4- Cor ....................................................................................................... 35
3.5.5- Ferro e Manganês ................................................................................ 35
3.5.6 – Oxigênio Dissolvido (OD) ................................................................... 35
3.5.7- Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) ............................................ 36
3.5.8 –Demanda Química de Oxigênio (DQO) ............................................... 36
3.5.9- Nitrogênio Amoniacal (N-NH3) ............................................................. 37
3.6- Variáveis Hidrológicas ................................................................................ 38
3.7-Aspectos Gerais da Eficiência de Desinfecção em Unidade de Contato ..... 38
3.7.1- Desempenho hidráulico da Unidade de Contato .................................. 38
3.7.1.1- Efeito da Configuração no Desempenho Hidráulico ...................... 40
3.7.1.2- Coeficiente de Mistura Global (d) .................................................. 41
3.7 2- Cinética de Decaimento Bacteriano (K) ................................................... 41
3.8 - Modelos Cinéticos de Desinfecção ............................................................ 42
3.8.1- Modelo de Chick-Watson ..................................................................... 43
3.8.2– Modelo de Wehner e Wilhelm ............................................................. 46
4- METODOLOGIA ............................................................................................... 48
4.1- Avaliação de Qualidade da Água In Natura do Manancial Santo Agostinho.
........................................................................................................................... 48
4.2 – Método da Cloração ao Breakpoint .......................................................... 49
4.2.1-Sistema Experimental da Cloração ao Breakpoint (batelada) ............... 49
4.3 –Determinação do Cloro Residual Livre ...................................................... 52
4.4– Determinações Bacteriológicas ................................................................. 53
4.5- Determinação dos Coeficientes de Cinética Reacional Bacteriana K ......... 55
4.6-Características Hidráulicas da Unidade de Contato (UC) em Estudo .......... 56
4.6.1- Modelo Reduzido ................................................................................. 57
4.6.2- Modelo Reduzido Otimizado ................................................................ 57
4.6.2.1- Modelo Reduzido com Defletor de Escoamento............................ 58
4.6.2.2-Modelo Reduzido com Chicanas .................................................... 59
4.7 - Método de Injeção do Desinfetante na Unidade de Contato de Fluxo
Contínuo ............................................................................................................ 59
4.8 - Método de coleta das amostras na Unidade de Contato .......................... 60
4.9- Previsão da Taxa de Inativação Bacteriana ............................................... 61
5- RESULTADOS E DISCUSSÕES ...................................................................... 63
5.1- Avaliação da Interferência da Qualidade de Água Bruta no Sistema
Experimental da Cloração.................................................................................. 63
5.2 - Avaliação Da Influência da Eficiência Hidraúlica de Unidades de Contato
na Eficência de Desinfeção de Água Com Cloro ............................................... 66
5.2.1-Verificação da Influência da Eficiência Hidráulica na Taxa de Remoção
de Coliformes Totais e Fecais ........................................................................ 67
5.2.2 – Verificação da Influência da EH na ED Através do Consumo de Cloro
....................................................................................................................... 71
5.2.3 - Considerações Finais Sobre a Relação Entre Eficiência Hidráulica (EH)
e Eficiência de Desinfecção (ED). .................................................................. 72
5.3- Verificação do Desempenho dos Modelos de Previsão de Wehner E
Wilhelm e Chick-Watson no Processo de Desinfecção de Água com Cloro . 73
5.3.1 – Determinação da Cinética Reacional Bacteriana (K) ......................... 73
5.3.2 – Verificação do Desempenho do Modelo de Wehner Wilhelm no
Processo de Desinfecção de Água ................................................................ 74
5.3.3 – Verificação do Desempenho do Modelo de Chick-Watson no Processo
de Desinfecção de Água ................................................................................ 76
5.3.4 – Análise Comparativa Entre os Modelos de Desinfecção .................... 79
6 - Conclusões e Recomendações........................................................................ 81
6-1 – Conclusões Gerais ................................................................................... 81
6-2 – Avaliação da Eficiência de Desinfecção(ED) na UC ................................. 82
6-3 – Avaliação do consumo de desinfetante .................................................... 82
6-4 – Recomendações ....................................................................................... 83
LISTA DE FIGURAS
LISTA DE TABELAS
LISTA DE QUADROS
LISTA DE TABELAS
LISTA DE GRÁFICOS
LISTA DE SIGLAS E SÍMBOLOS
RESUMO
A desinfecção de águas destinadas ao consumo humano torna-se cada vez mais
necessária no controle de doenças de veiculação hídrica. Para isso é fundamental
a utilização de desinfetantes seguros sob o ponto de vista de eficiência
inativação de microrganismos patogênicos, da não toxicidade
desinfetante
e
da
humana(Daniel,2000).
não
geração
Diante
dessa
de
subprodutos
necessidade,
do residual de
nocivos
tornou-se
de
à
saúde
pertinente
o
desenvolvimento de estudos que busquem maior eficiência de desinfecção nos
processos de cloração.Nesse contexto este trabalho propõe-se avaliar: (1) a
demanda de cloro requerido
pela água em estudo através do breakpoint da
cloração, assim como os parâmetros de qualidade da água que mais interferem no
processo da cloração; (2) a cinética reacional bacteriana (k) em função do
comportamento hidrodinamico da unidade de contato, em suas diferentes
configurações, e dos fatores que podem influenciar nesse processo; (3) a
aplicabilidade de modelos cinéticos de desinfecção em batelada (Chick-Watson e
Hom) na previsão de desinfecção de água com cloro em unidades de contato
operando em fluxo contínuo; (4) a validação da equação de Wehner e
Wilhelm,para dimensionamento de unidades de contato a serem construídas. a
demanda de cloro pela água em estudo através da cloração ao breakpoint, assim
como os parâmetros de qualidade da água que mais interferem no processo da
cloração.Este trabalho estabelece ainda a relação entre a cinética de decaimento
de coliformes totais e fecais.Na análise dos resultados constatou-se uma
significativa interferência
do comportamento hidrodinamico sobre a cinética
reacional bacteriana, independente do microrganismo, uma vez que o aumento da
eficiência hidráulica da unidade provocou um consumo de cloro para desinfecção.
Verifica-se também que,apesar do modelo de Wehner e Wilhelm considerar a
hidrodinamica da UC, o modelo de Chick-Watson se mostrou uma boa ferramenta
na estimativa do consumo de cloro na situação estudada.
ABSTRACT
1-INTRODUÇÃO
No Brasil a cloração tem sido o processo de desinfecção de água mais utilizado
para o controle de microrganismos patogênicos nas UC.
A cloração é usualmente realizada com cloro na forma de gás cloro, hipoclorito de
sódio (líquido) ou hipoclorito de cálcio (sólido).O cloro é um agente oxidante de
elevado potencial bactericida, além de estar disponível a preço razoável,
apresentar facilidade de manuseio, armazenamento, transporte e aplicação,
produz residual capaz de evitar a recontaminação da água tratada (Fair, Geyer e
Okum, 1954).
Tem-se constatado
que o processo da cloração na maioria das unidades de
contato não alcançam um nível desejável de desinfecção da água, porque não
fazem uso eficiente deste desinfetante.As principais causas dessa deficiência
são atribuídas a elaboração de projetos e operação inadequados (Hart e
Gupta,1978).Tais procedimentos se devem à dificuldade na determinação do
regime hidráulico da UC, em função de sua configuração (geometria, tipo dos
dispositivos de entrada e saída da unidade, presença de defletores de
escoamento, de chicanas, entre outros), e a correta utilização do regime
hidráulico no projeto (Siqueira et al. 1996; Marke e Boyle, 1973).
Em vista do exposto, observa-se a utilização de dosagens de cloro maiores do que
aquelas previstas para um determinado nível de eficiência de desinfecção (Hart e
Gupta, 1978).
Outros fatores, tais como: espécie e concentração de microrganismos e
desinfetante, tempo de contato, características físicas e químicas da água, e grau
de dispersão de desinfetante, também podem acarretar a elevação das dosagens
de cloro, quando são negligenciados.Esse procedimento não tem sido uma
medida eficiente, segundo os trabalhos de Lechevalier (1990) e de Van der Kooy e
Veenenndaal (1992).O que se observa nessas situações é a formação de
subprodutos do cloro potencialmente cancerígenos, como a produção de
trihalometanos,além de elevar os custos operacionais do processo da cloração.
O cloro aplicado no tratamento deve manter um residual mínimo de 0,2 mg/l de
cloro livre até o ponto mais distante da rede (Portaria 1469/2000 do Ministério da
Saúde).
A eficiência de desinfecção (ED) da água por um desinfetante esta diretamente
relacionada com a eficiência hidráulica (EH) da unidade de contato (UC) e com a
constante cinética de inativação dos microrganismos (k) (Figueiredo e Teixeira,
2000).
A eficiência hidráulica de uma unidade de tratamento de água é altamente
dependente das características do escoamento no seu interior (Teixeira, 1999).
Na prática, os regimes de escoamento no interior de uma unidade são
caracterizados por parcelas significativas de curto-circuito e zonas mortas,
desviando-se bastante do escoamento tido como tipo pistão para esse tipo de
reator (Teixeira, 1993; Shiono et. Al, 1991). Entretanto o padrão de escoamento
pode sofrer mudanças significativas para otimizar o processo de cloração, como a
alteração de sua configuração: modificação da geometria, inserção de difusores,
chicanas, etc (Siqueira et. al. 1996; Marske e Boyle, 1973).
A cinética reacional bacteriana k constitui um dado de fundamental importância, na
previsão na ED. Esse dado expressa a velocidade com que ocorre a desinfecção
(tomando-se como referência à inativação de um determinado tipo de
microrganismo) e, conseqüentemente, aponta os fatores que nela interferem.
Para a obtenção desse dado cinético(k) são comumente empregados os modelos
cinéticos de desinfecção, a partir de dados laboratoriais. Dentre os modelos
disponíveis encontram-se os modelos de Chick-Watson (1908), Hom (1972) e
Wehner e Wilhelm (1956).A aplicação desses modelos é uma importante
ferramenta para previsão da dosagem de desinfetante a ser utilizada numa
unidade de contato.
Neste contexto, foram definidos os objetivos desse trabalho.
2- OBJETIVOS
Neste trabalho a avaliação da interferência da eficiência hidráulica (EH) na
eficiência de desinfecção está fundamentada no estudo da cinética reacional
bacteriana em unidades de cloração e, na influência do comportamento
hidrodinâmico do escoamento nesse processo.
A partir deste contexto, são descritos os objetivos geral e específicos.
2.1 – Objetivo Geral
Verificação da eficiência de desinfecção (ED) pelo processo da cloração, em
função da cinética de inativação bacteriana e do desempenho hidráulico de uma
unidade de contato, utilizando os modelos cinéticos de desinfecção para relacionar
a ED com o consumo de desinfetante.
2.2- Objetivos Específicos
Avaliação da interferência da qualidade da água bruta na desinfecção,
Avaliação dos valores de cinética reacional bacteriana k obtidos em
batelada e em fluxo contínuo, aplicando-se o modelo de Chick-Watson,
Avaliação do efeito da configuração da UC em seu desempenho hidráulico,
a partir dos valores de cinética reacional K e concentração de desinfetante (mg/l),
obtidos em batelada e fluxo contínuo,
Previsão de consumo de cloro para inativação de cada microrganismo
tomado como referência, em função das configurações da UC (original, com
defletor e chicanas) segundo os modelos de previsão (Chick-Watson, Hom e
Wehner e Wilhelm),
3- REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
3.1 – Desinfecção de Água Pelo Método da Cloração
A desinfecção de água destinada ao consumo humano torna-se cada vez mais
necessária para o controle de doenças de veiculação hídrica, exigindo a utilização
de desinfetantes seguros quanto à eficiência de inativação de microrganismos
patogênicos, níveis residuais de desinfetantes isentos de toxidade e geração de
subprodutos prejudiciais à saúde humana.
No Brasil, a desinfecção de água para consumo humano é usualmente realizada
com cloro na forma de gás cloro, hipoclorito de sódio (líquido) ou hipoclorito de
cálcio (sólido).
Alguns estudos verificaram que a eficiência do processo de desinfecção pelo
cloro, pode ser afetada pelas características hidrodinâmicas da unidade de
contato, características físico-químicas e bacteriológicas da água a ser tratada,
assim como a concentração e tempo de contato do desinfetante utilizado (Morris
et al. 1971).
Os projetos de unidades de contato consideram basicamente o volume e o tempo
teórico de detenção, não levando em conta o surgimento de zonas mortas e curto
circuitos durante o escoamento da água (Teixeira,1993 e Figueiredo,2000).
Conseqüentemente é necessário um aumento da concentração de desinfetante
para atingir a eficiência de desinfecção desejada, acarretando a elevação dos
níveis residuais de cloro e os riscos da geração de subprodutos da cloração
(LeChevallier,1990).
A desinfecção por cloração pode ser realizada por três métodos: cloração simples,
cloração ao breakpoint e amonia-cloração. Para águas destinadas ao consumo
humano é indicado a cloração ao breakpoint. Neste caso as dosagens de cloro
variam com as características da água (White, 1972), conforme discutido no item
3.1.1.
3.1.1- Cloração ao breakpoint
O cloro não só é um agente desinfetante eficaz, como também possui uma forte
ação oxidante.Assim, quando aplicado à água no processo da desinfecção, pode
ser em parte consumido por reações de oxidação, que se processam com
materiais de origem orgânica e inorgânica.
As reações de oxidação e a proporção com que ocorrem comprometem os
processos de desinfecção.Sendo, por esse motivo, necessário que o cloro
adicionado à água exista em quantidade suficiente para atender tanto as reações
de oxidação, como as reações especificas do processo de desinfecção.
Para garantia da desinfecção e como prevenção a posteriores contaminações
deve ser mantidos residuais de cloro livre, em qualquer ponto da unidade de
tratamento. O residual livre ocorrerá quando toda demanda de cloro pela água
tiver sido satisfeita.
As manutenções do residual livre são complexas devido a forte ação oxidante do
cloro.O cloro livre reage inicialmente com agentes redutores e logo após essa
demanda imediata, continua a reagir com compostos amoniacais presentes na
água, formando as cloraminas (Metcalf e Eddy, 1991).O cloro apresentado sob
essa forma é definido como cloro residual combinado.
A relação entre o cloro residual livre e o cloro residual combinado é definido como
breakpoint (Figura 3.1). O breakpoint é o ponto de inflexão na cloração da água
onde todo ou quase todo cloro residual aplicado será livre.
Figura 3.1–Curva representativa do breakpoint da Cloração
Fonte Treffeissen e al. (1997)
O cloro adicionado à água com teor de amônia formam residuais que definem uma
curva similar à da Figura 3.1. A curva de breakpoint é particular para cada água
testada, pois a demanda de cloro depende da concentração de amônia, presença
de outros redutores, período de contato entre a aplicação do cloro e o teste de
residual, e outros fatores (Hammer,1979)
A linha reta representa a concentração de cloro aplicada ou o cloro residual, caso
a água não tenha demanda pelo cloro.O trecho curvo corresponde residuais de
cloro, provenientes de várias dosagens, após um determinado tempo de contato.A
demanda de cloro representa a área entre as linhas correspondentes ao cloro
aplicado e residual.O ponto mínimo desta área determina o breakpoint, que indica
a separação entre o cloro residual combinado e o cloro residual livre.
O breakpoint é atingido depois da destruição total das cloraminas, o que significa
que a efetiva desinfecção ocorrerá a partir desse ponto.Novas adições de cloro
aparecerão inteiramente como cloro residual livre, visto ter sido satisfeita toda a
demanda de cloro pela água.Convém assim dizer, que o residual de cloro se
encontre após o breakpoint. (Hammer, 1979).
A cloração ao brakpoint pode ser usada como etapa inicial da desinfecção,
estabelecendo e mantendo um residual de cloro livre ao longo do processo de
tratamento.(Rossin,1971) .
A analise quantitativa do cloro residual (mg/l) pode ser feita através dos métodos
calorimétricos ou iodométricos.Esses métodos permitem um monitoraramento
imediato da desinfecção porque possuem um sistema operacional simples e
rápido.
3.2 –Química da cloração
O cloro e seus sais inorgânicos são oxidantes energéticos. Podem reagir com uma
grande variedade de compostos orgânicos e inorgânicos antes de produzir
qualquer efeito de desinfecção.
3.2.1 – Reações com Água
O cloro adicionado à água na forma de hipoclorito de sódio (NaClO) em poucos
segundo se hidrolisa segundo a reação:
NaClO + H2O
NaOH + HclO
(3.1)
Forma-se então, o ácido hipocloroso (HClO), que se ioniza instantaneamente
segundo a reação:
HclO
H+
Acido hipocloroso
cátion hidrogênio
+
ClOânion hipocloroso
(3.2)
A quantidade de HClO e ClO- presente na água representa o cloro residual livre,
no entanto, apenas o ácido hipocloroso tem função de agente desinfetante, o íon
hipoclorito é praticamente inativo.
A proporção entre o ácido hipocloroso e o íon hipoclorito varia significativamente
com o pH e temperatura da água (Figura 3.2).Quanto maior a temperatura e o pH,
maior o grau de ionização desse ácido, e menor a sua proporção no sistema.
Figura 3.2- Distribuição de HClO e ClO- em água em função do pH
Fonte Laubush (1975)
O ácido hipocloroso ioniza-se fracamente a valores de pH inferiores a 6,0; portanto
o cloro existe predominantemente na forma de HClO em valores baixos de pH
(Laubush, 1975).
O hipoclorito de sódio adicionado à água torna
o meio alcalino, favorecendo a
ionização do ácido HClO, reduzindo a ação bactericida do cloro. Esse problema é
contornado diluindo as soluções de hipoclorito (White, 1972)
3.2.2- Reações com Amônia
Entre as substâncias freqüentemente contidas na água com as quais o cloro
reage, tem significado especial a amônia e outros compostos orgânicos
nitrogenados, como proteínas e aminoácidos, com os quais o cloro reage
formando as cloraminas de acordo com as reações:
NH4+ + HClO
NH2Cl + H2O + H+
(3.3)
NH2Cl + HClO
NHCl2 + H2O
(3.4)
NHCl2 + HClO
NCl3
(3.5)
+ H2O
As cloraminas representam o cloro residual combinado e possuem um relativo
poder bactericida, mas incomparavelmente menor do que o ácido hipocloroso.
A demanda imediata do cloro pela água ocorre na oxidação de sulfetos,íons de
ferro II e manganês II e nitritos.Essas reações ocorrem muito rapidamente,
enquanto a maior parte dos compostos orgânicos requer um tempo maior para
reagir (Morris, 1971).
O processo da cloração é representado esquematicamente através da Figura 3.3.
Cloro-(Cl2)
Cloro residual
Demanda
Livre
HOCl
Acido
Hipocloroso
Combinado
OCl-
Íon
Hipoclorito
NHCl
Mono
cloramina
NHCl2
Di
cloramina
NCl3
Tricloreto de
Nitrogênio
Figura 3.3 – Representação esquemática do processo de cloração
3.2.3 – Subprodutos da Cloração
A cloração de águas que contém matéria orgânica pode formar vários subprodutos
prejudiciais à saúde como, por exemplo, trihalometanos, haloacetonitrilas,
haloacetonas, ácidos haloáceticos, clorofenóis, dentre outros. Os trihalometanos
são potencialmente cancerígenos e as haloacetonitrilas podem ter ação
mutagênica ou induzir o desenvolvimento de tumores (Daniel, 2000).
A formação dos trihalometanos (THM’s) é favorecida pelo aumento de
temperatura,aumento do pH, elevações nas concentração dos residuais de cloro
e presença de substâncias húmicas e fúlvicas .
Uma das formas de controlar a formação dessas substâncias é a construção de
unidades de cloração com maior eficiência hidráulica e de desinfecção, evitando
dosagens excessivas de cloro.
3.3 –Mecanismo da desinfecção
A desinfecção pelo cloro envolve uma série de hipóteses quanto a destruição ou
inativação de microrganismos.Atualmente a mais aceita é a hipótese da inativação
de sistemas enzimáticos desses microrganismos.
A ação bactericida do cloro se processa inicialmente com a penetração do
desinfetante na parede celular do microrganismo.Em seguida, ocorre uma reação
química irreversível do desinfetante com o sistema enzimático,(possivelmente
sobre triosefosfato dihidrogenase) responsável pelos processos de oxi-redução no
metabolismo celular causando sua interrupção, o que implica em morte rápida
(Murgel, 1986).
Essa hipótese sustenta que as moléculas neutras são bactericida mais eficiente do
que íons, aparentemente porque podem penetrar mais facilmente nas paredes
celulares carregadas negativamente, enquanto a passagem do anion pode ser
contrariada pela repulsão eletrostática.Neste caso, o acido hipocloroso é mais
ativo que o íon hipoclorito (Rossin, 1971).
3.3.1 – Eficiência da Resinfecção com Residual de Cloro Livre
A eficiência de um processo de desinfecção é avaliada pela redução do número
de
microrganismo
patogênicos.
Entretanto
é
inviável
econômica
e
operacionalmente detectar todos os microrganismos patogênicos presentes.Para
tornar a avaliação segura e menos dispendiosa utilizam-se coliformes fecais como
microrganismos indicadores, mais resistentes que a grande maioria dos
microrganismos patogênicos (Daniel, 2000).
Durante a cloração e em situação que exigem maior rapidez, as análises
bacteriológicas, pode ser parcialmente substituídas pela determinação de cloro
residual (Moitta, 1974).
O uso do residual de cloro livre oferece maior garantia de desinfecção devido a
forte ação bactericida do ácido hipocloroso (descrita no item 3.2).Entretanto o
cloro residual combinado (cloraminas) pode atingir a mesma eficiência se forem
utilizados tempos de contato e concentrações maiores.
Em 1980 o Comitê para estudos da Água da Academia Nacional de Ciências,
relatou que as cloraminas reagem com enzimas dos ácidos nucléicos, entretanto
alguns pesquisadores contestaram essas informações afirmando que as
cloraminas reagem com grupos sulfidrilas de proteínas.As reações com esses
radicais somente ocorrem com desinfetante em altas concentrações.Quando em
baixas concentrações, pode ocorrer a recuperação do microrganismo.Além disso,
a célula bacteriana apresenta muitos grupamentos sulfidrilas, acarretando
inúmeras reações com as cloraminas, para que a inativação seja alcançada.
Todos esses fatores contribuem para a menor eficiência do cloro residual
combinado em relação ao cloro residual livre (Figura 3.4).
Cloro Combinado
%Bact.
remanes
centes
livre
Cloro
livre
Tempo de contato (min.)
Figura 3.4 –Eficiência da desinfecção de água contendo E.coli com cloro
residual livre e combinado
Entre os fatores que afetam a eficiência de desinfecção pelo cloro podem ser
citados:
Concentração e espécie do organismo a ser inativado;
Concentração e espécie do desinfetante;
Tempo de contato;
Características físicas e químicas da água;
Grau de dispersão do desinfetante na água
No Brasil, a Portaria No 1469, de Dezembro do Ministério da Saúde recomenda a
concentração mínima de 0,2 mg/l de cloro livre em qualquer ponto da rede de
distribuição.
3.3.2 -Fatores que Influenciam a Ação Bactericida do Cloro
A avaliação da eficiência de um agente bactericida é feita através da determinação
do número de microrganismos sobreviventes após um determinado tempo de
contato do desinfetante com a bactéria.
Informes sobre agentes bactericidas afirmam que eles “matam por contato”.
Tecnicamente esta afirmação está correta, porque as células bacterianas devem
estar em contato com o desinfetante para serem mortas.Mas é errôneo concluir
que todos as bactérias são mortas instantaneamente, ao contato. Em vez disso,
elas morrem em uma relação constante, em um dado período de tempo.Este
padrão característico de morte é denominado morte exponencial (Pelczar, 1996).
O aumento do tempo de contato aliado a mistura do desinfetante favorece a
probabilidade de colisões entre as moléculas do desinfetante e as membranas
bacterianas.
3.3.2.1- Teoria das Colisões
Segundo a Teoria das Colisões, a velocidade da reação é controlada por dois
fatores:
Número de colisões entre as moléculas reagentes na unidade de tempo;
Colisões orientadas (colisões efetivas).
O primeiro fator é obvio, quanto maior a concentração dos reagentes, maior será a
probabilidade de haver colisões entre as moléculas reagentes.Porém, nem todas
as colisões possuem orientações suficientes para produzir uma reação química.A
natureza dos reagentes, a temperatura e a extensão do contato das moléculas
reagentes tem influência sobre a fração de colisões que resultam numa reação
química (Perkins, 1974; Denbigh, 1971; Eyring, 1963).
A ação do desinfetante é uma ação de superfície, devido a penetração deste, na
parede celular bacteriana; portanto, é necessário favorecer o encontro entre o
desinfetante e o microrganismo que se pretende inativar (Campbell et al.,1993) .
Segundo Green e Stumph (1974), a morte dos microrganismos resulta da reação
química entre o ácido hipocloroso (HClO) com a enzima triosefosfato
dihidrogenase, essencial na atividade do metabolismo celular.
Uma rápida e perfeita dispersão do cloro permite o contato de seus residuais mais
ativos com as bactérias presentes na água, aumentando a eficiência do
mecanismo da desinfecção.
Neste caso, o contato entre residuais livre e bactéria corresponde a colisão entre o
ácido hipocloroso e a enzima triosefosfato dihidrogenase.
A desinfecção não é um processo instantâneo, ela leva tempo para atingir o nível
de inativação desejada.
Esse tempo necessário não é estabelecido por padrões fixos, porquanto a
inativação de microrganismos na água depende de muitos fatores tais como: pH,
temperatura, espécie e concentração de cloro (dosagem), tempo de contato,
características
físicas
e
químicas
da
água,
além
de
outros
(Netto,
1966).Entretanto, as colisões moleculares (moléculas do desinfetante e enzimas)
constituem um fator preponderante para
conduzir as reações no sistema de
cloração.
3.3.2.2 – Injeção do Desinfetante
A injeção do desinfetante é feita normalmente na entrada da unidade, seja
instantânea ou contínua, evitando alterar o padrão de escoamento da unida de
tratamento.
A injeção instantânea é utilizada para obtenção de uma distribuição de tempos de
residência para toda unidade. Enquanto a injeção contínua se aplica para
determinação de uma distribuição permanente no interior da unidade. Neste caso
torna-se necessário observar o momento em que a unidade atinge um regime
permanente de escoamento (Teixeira e Rigo, 1996).
O desinfetante injetado é dosado por dosadores de hipoclorito denominados de
hipocloradores. O mais utilizado é a bomba dosadora de diafragma.Entretanto,
outro tipo de dosador à gravidade pode ser utilizado.
Qualquer que seja o ponto de aplicação e tipo de dosador é necessário que a
dispersão do cloro na água seja a mais perfeita e rápida possível.Uma rápida
dispersão do cloro é de fundamental importância para eficiência da desinfecção
(Netto, 1966).
3.4-Parâmetros Bacteriológicos
Os padrões bacteriológicos de qualidade da água a nível nacional e internacional
estão baseados na detecção e enumeração de coliformes totais, coliformes fecais
e E.coli (Conselho Nacional do Meio Ambiente-CONAMA, 1986; World Health
Organization-Who, 1987).
As bactérias do grupo coliforme são microrganismos indicadores da qualidade
sanitária da água (Ministério da Saúde, 1990).Para avaliar a qualidade
bacteriológica de águas tratadas utilizam-se os coliformes totais, e para águas
brutas de mananciais os coliformes fecais (CONANA 20/86).Portanto, são estes os
grupos bacterianos estudados tradicionalmente nos estudos de cinética reacional
(Ceballos, 1998)
A “Norma de Qualidade de Água para Consumo Humano”, anexo da portaria do
Ministério da Saúde No 1469, de dezembro de 2000, define Escherichia coli como
sendo “sendo considerada o mais especifico indicador de contaminação fecal
recente e de eventual presença de organismos patogênicos” e estabelece padrão
bacteriológico com base na detecção de Escherichia coli ou coliformes
termotolerantes, mas recomenda a primeira para ser preferencialmente adotada
(CETESB,1993).
3.4.1- Coliformes Totais (CT)
O grupo de bactérias coliformes denominados de coliformes totais (CT), é
constituído de vários gêneros da família Enterobacteriaceae (Enterobacter,
klebiella, Citrobacter e Escherichia).
São definidos como bastonetes Gram negativos, não formadores de esporos,
anaeróbio facultativo e fermentadores da lactose em 24-48 horas com produção
de gás (APHA, 1995).
A presença de coliformes total indica poluição que pode ser de origem ambiental
ou de esgoto (E. Coli) com risco da presença de organismos patogênicos.
3.4.2- Coliformes Fecais (CF)
Subgrupo dos coliformes.Sua caracterização está baseada na capacidade de
fermentar a lactose a 44,5oC (Geldreich, 1966).
O principal componente deste subgrupo é Escherichia coli, embora a Klebsiella
tenha também a capacidade de fermentar a lactose a essa temperatura.
A presença de coliforme fecal indica uma poluição que tem origem no esgoto. As
bactérias Escherichia coli
e eventualmente a Klebsiella são consideradas
indicadoras de poluição fecal.
3.4.3-Identificação de Coliformes Totais e Fecais Pela Técnica da
Membrana Filtrante
O fundamento da técnica da membrana filtrante consisti em filtrar um volume
conhecido de amostra ou de suas diluições através de uma membrana atóxica
com porosidade de 0,45 m, a qual retém as bactérias em sua superfície. As
membranas por sua vez são transferidas para uma placa de Petri, contendo meio
de cultura seletivo e diferencial.
O meio M-Endo Agar é usado para o grupo coliformes onde ocorre o
desenvolvimento de colônias de coloração rosa a vermelha-escura com brilho
metálico verde-dourado superficial, dentro de 22-24 horas de incubação a 35o C.
Para coliformes fecais o meio utilizado é o meio M-FC Agar, onde desenvolvem
colônias azuis sob uma temperatura de 44,5 oC após um periódo de
22-24
horas.As colônias são observadas através de um microscópio estereoscópio.e
quantificadas segundo a expressão: UFC/100ml(unidade formadora de colônia).
Segundo Ceballos (1995), os requisitos básicos de um bom indicador
bacteriológico são:
Estar presente na sempre que houver poluição fecal e ocorrer em maior número
que os patogênicos;
Não se reproduzir em ambientes aquáticos e não sobreviver muito tempo
nessas condições;
Ser mais resistente que os patogênicos em ambientes aquáticos e à
desinfecção;
Ser detectado por testes simplificados e apresentar fácil identificação.
Não serem patogênicos
3.5-Parâmetros Físicos e Químicos
Alguns parâmetros físicos e químicos devem ser sistematicamente monitorados,
para avaliar o processo da desinfecção por cloro, principalmente em águas onde
a demanda pelo cloro oscila com muita freqüência.
É necessário, portanto, que o monitoramento tenha capacidade de detectar essa
oscilação para que o tratamento da água não seja, ou seja, minimamente afetado
(Sorrini et al, 2001).
3.5.1- pH
A eficácia do desinfetante pode ser significativamente afetada pelo pH, uma vez
que a ionização do ácido hipocloroso depende diretamente do pH (O’Neil, 1999).
As águas naturais têm valores de pH variando entre 5 a 9. O ajustamento do pH
dentro desta faixa é relativamente simples.
3.5.2 – Temperatura
O efeito da temperatura na desinfecção pode estar associada à ionização do ácido
hipocloroso(HClO), uma vez que a constante de ionização do ácido (K a) diminui á
medida que a temperatura aumenta, aumentando a eficiência do desinfetante.
Além disso, elevações de temperatura aumentam a taxa de reações químicas e
biológicas (Sperling, 1995), resultando na morte mais rápida de microrganismos.
Entretanto, é necessário considerar, que temperaturas elevadas podem reduzir a
solubilidade do oxigênio dissolvido dificultando o processo de oxidação da matéria
orgânica pelos microrganismos aeróbios.
3.5.3-Turbidez
A turbidez da água é atribuída principalmente às partículas sólidas em suspensão,
que diminuem a claridade e reduzem a transmissão da luz no meio.Pode ser
provocada por plâncton, algas, detritos orgânicos e outras substâncias como:
zinco, ferro, manganês e areia, resultantes do processo natural de Erosão ou
adição de despejos domésticos ou industriais(Luttembark e Parlatorre,1998).
A turbidez pode reduzir a eficiência da cloração, porque os sólidos em suspensão
podem servir de abrigo para microrganismos patogênicos.Além disso, águas com
turbidez elevada causa interferência na detecção de coliformes pelo método da
membrana filtrante, quando as partículas (sólidos em suspensão) entopem os
poros da membrana impedindo a passagem do meio de cultura para superfície,
onde se desenvolvem as colônias (Hammer, 1979).
3.5.4- Cor
A presença de cor na água pode resultar da presença de constituintes mineral ou
vegetal, causada por substancias metálicas como o ferro e o manganês e vegetais
provenientes de matérias húmicas e fúlvicas.
A cor quando relacionada a esses constituintes é um parâmetro indireto na
previsão da demanda de cloro.
Entretanto deve-se evitar o uso do cloro para oxidar a cor devido a presença da
matéria orgânica, pois
os produtos gerados( organoclorados, como os
Triahalometanos) são cancerígenos
A cor é sensível ao pH. A sua remoção é mais fácil a pH mais baixo. Ao contrário,
quanto maior o pH mais intensa é a cor(Netto,1996).
3.5.5- Ferro e Manganês
O ferro e o manganês presentes na água(Fe
2+
e Mn
2+
)são rapidamente oxidados
pelo cloro livre ou combinado, dificultando o uso do cloro como desinfetante e
gerando uma demanda de cloro significativa em determinados casos.
Concentrações de ferro e manganês têm grande influência na cor, sabor e odor da
água.
3.5.6 – Oxigênio Dissolvido (OD)
É um dos principais parâmetros de caracterização dos efeitos da poluição por
despejos orgânicos.
Todos os processos de tratamento aeróbios dependem da presença do oxigênio
dissolvido, sendo indispensável no controle da taxa de aeração, para assegurar
suficiente e adequada quantidade de ar para a manutenção de uma boa condição
aeróbia no tratamento (Richter et al. 1981).
A ausência de OD acarreta presença de impurezas dissolvidas de ferro e
manganês que prejudicam o processo da desinfecção (item 3.5.5).
3.5.7- Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO)
A DBO é, por definição, a quantidade de oxigênio utilizada por uma população
mista de microrganismos durante a oxidação aeróbia (Hammer, 1979).
Esse parâmetro expressa a quantidade de oxigênio requerida para estabilizar a
matéria orgânica carbonácea. É um parâmetro indireto do carbono orgânico
biodegradável (Sperling, 1996).
A quantidade de oxigênio requerida para a estabilização de uma água
contaminada por poluição pode ser tomada como medida do seu conteúdo em
matéria orgânica (Julião, 1995).
O processo de nitrificação pode exercer uma demanda de oxigênio no teste da
DBO, entretanto o crescimento da bactéria da nitrificação é defasada em relação
ao crescimento das bactérias que efetuam a reação carbonácea (Rossin, 1971).
Ainda assim, é necessário a inibição dos organismos responsáveis pela oxidação
da amônia, para evitar que o consumo de oxigênio na nitrificação interfira com a
demanda carbonácea (Sperling,1996).
3.5.8 –Demanda Química de Oxigênio (DQO)
O parâmetro da DQO mede o consumo de oxigênio ocorrido durante a oxidação
química da matéria orgânica através de um forte oxidante químico.Essa
determinação se apóia no fato de que quase todos os compostos orgânicos, com
raríssimas exceções, podem ser oxidados, em meio ácido, a dióxido de carbono e
água, pela ação um agente oxidante energético.
A maior vantagem da análise da DQO é o tempo gasto na sua determinação. O
teste requer apenas 3 horas, enquanto que na DBO é feita em 5 dias.Por essa
razão, em muitos casos, a DQO substitui a DBO.Além disso, esse teste não é
afetado pela nitrificação, apresentado a oxidação apenas da matéria orgânica
carbonácea, isenta da nitrogenada(Cavalcanti e Braile,1993).
A DQO é, de maneira geral, maior que a DBO, devido a oxidação química
decompor matéria orgânica não –biodegradável.
3.5.9- Nitrogênio Amoniacal (N-NH3)
A amônia e outros compostos nitrogenados tem uma importância significativa na
desinfecção devido à formação das cloraminas
As reações de formação das cloraminas podem ocorrer simultaneamente, sendo
que o aumento de acidez e da relação cloro/nitrogênio favorece a formação dos
derivados mais clorados.(Morris, 1971).
As reações ocorrem mais rapidamente em valores de pH mais baixo, onde a
concentração do ácido hipocloroso não dissociado é mais elevado.
Águas com teor de amônio demandam uma quantidade bem maior de cloro do
que aquela necessária para desinfecção (Johnson, 1987).
O nitrogênio amoniacal é produto de atividade microbiológica e indica uma
poluição recente no corpo d’ água.
3.6- Variáveis Hidrológicas
A avaliação dos dados de qualidade de água deve estar associados à variação
espacial e temporal do regime hidrológico, visando evitar que possíveis variações
bruscas na qualidade de água possam provocar impactos no tratamento da água
(Perez e Sorrini, 2001).
Um manancial pode sofrer oscilações bruscas de qualidade da água, em função
em função de fenômenos como inversão térmica, ressolubilização de substâncias
presentes nos sedimentos do fundo, variações nictemerais, dissolução de solos e
rochas, intensificados pela ocorrência de chuvas e conseqüente aumento de
vazão e nível (Paiva, 1998).
Todas as observações de campo e amostragem devem estar associadas a
variações hidrológicas,para uma interpretação
mais significativa de resultados
analíticos da qualidade da água(UNESCO/WHO/UNEP,1992).
3.7-Aspectos Gerais da Eficiência de Desinfecção em Unidade de Contato
Dois fatores têm efeito significativo na eficiência de desinfecção da água por um
desinfetante:
Desempenho hidráulico da Unidade de Contato,
Cinética de decaimento bacteriano, k.
3.7.1- Desempenho hidráulico da Unidade de Contato
As unidades de contato devem atingir elevadíssimas eficiências de remoção de
coliformes
(ED=99,99%)
para
que
possam
ser
cumpridos
os
padrões
recomendados pela “Norma de Qualidade da Água para Consumo Humano”,
anexo da portaria do Ministério da Saúde No 1469, 29 de dezembro de 2000.
Segundo esses padrões, coliformes totais não podem estar presentes em
amostras
de
água
coletadas
na
saída
da
unidade
de
tratamento
e
conseqüentemente os coliformes fecais devem estar ausentes (Ministério da
Saúde, 2000).
A eficiência de desinfecção é determinada pele relação entre o número de
microrganismos que entra e o número de microrganismos que deixam a Unidade
de contato (UC).
O regime hidráulico das UC tem uma grande influência na eficiência de
desinfecção, uma vez que os padrões de escoamento dessas unidades
determinam as variações de velocidade do seu interior, fazendo com que, algumas
partículas residam mais tempo e outras menos na unidade. Este comportamento
contribui para o surgimento de zonas mortas e curto circuitos.
As unidades de contato que apresentam grandes níveis de curto circuito
possibilitam a saída de microrganismos em tempos inferiores ao necessário para
serem inativados (Figueiredo, 2000).Conseqüentemente é necessário um aumento
na dosagem de desinfetante injetado na unidade de contato para obter a eficiência
desejada.
O padrão de escoamento que se verifica na prática está configurado entre dois
regimes de escoamento ideais. Os escoamentos ideais podem ser classificados
como:
Escoamento do tipo pistão: as partículas que entram no reator se
distribuem
uniformemente
na
sua
secção
transversal,
deslocando-se
paralelamente e com a mesma velocidade, em direção à saída. Neste tipo de
escoamento todas as partículas levam o mesmo tempo de residência.
Escoamento do tipo mistura completa: o fluido mantém a homogeneidade
de suas propriedades em qualquer instante e em qualquer ponto do reator.
Na maioria das unidades de tratamento o regime de escoamento (real) define um
grau de mistura intermediário entre os extremos idealizados(fluxo em pistão e
mistura completa). Esse escoamento ocorre em fluxo contínuo. O fluxo de entrada
e saída é contínuo.
A avaliação da eficiência hidráulica (EH) de uma UC pode ser feita através dos
desvios das características hidrodinâmicas nas condições ideais e reais (Teixeira,
1993).
Quanto maior a eficiência hidráulica de uma UC, menores os esperados desvios
entre os resultados obtidos por um dado processo de tratamento e os previstos na
fase do projeto (Thirumurthi, 1969; Thomson, 1969).
3.7.1.1- Efeito da Configuração no Desempenho Hidráulico
O regime de escoamento no interior de uma UC é altamente governado por sua
configuração (geometria, tipo de dispositivos de entrada e saída da unidade,
presença de defletores de escoamento, de chicanas, etc).(Siqueira et al, 1996;
Marske e Boyle, 1973).
A melhoria da EH é obtida a partir de modificações para redução da intensidade
de curtos-circuitos e misturas.Essa melhoria é proporcionada pela mudança
hidrodinâmicas da UC na sua configuração de referencia.
A instalação de defletores de escoamento reduz a intensidade de curtos-circuitos,
devido a resistência ao avanço do jato de entrada em direção à saída, resultando
em maior aproximação do escoamento com a condição real.
O uso de chicanas é recomendável para que uma unidade de contato tenda ao
regime pistão.
A melhoria da EH desta configuração em relação à configuração de referência
está na grande redução do grau de mistura do escoamento, no interior da unidade.
A alteração da configuração de uma UC pode resultar em mudanças significativas
em seu desempenho hidráulico e, conseqüentemente, no seu processo de
tratamento (Teixeira, 1999).
3.7.1.2- Coeficiente de Mistura Global (d)
Segundo Teixeira (1995), o coeficiente d é um parâmetro representativo para o
dimensionamento de reatores químico e biológico.Este parâmetro pode indicar a
tendência do escoamento de uma unidade.
À medida que o valor de d diminui, devido às alterações da UC, seu escoamento
tende ao fluxo pistão.Por outro lado, quando d é bastante elevado o escoamento
tende à mistura completa (Figueiredo e Teixeira, 2000).
O coeficiente d tem sido altamente recomendado na literatura como um dos mais
adequados parâmetros representativos da hidrodinâmica de unidades de contato
(Marsk e Boyle.,1993)
3.7 2- Cinética de Decaimento Bacteriano (K)
A cinética reacional bacteriana define a velocidade constante, com que os
microrganismos
são
destruídos
ou
inativados
durante
o
processo
da
desinfecção.Esse processo envolve uma série de etapas físicas, químicas e
bioquímicas, que culmina em morte ou inativação de microrganismos.Essas
etapas ocorrem de forma gradativa como a grande maioria dos processos físicoquímicos. Portanto, a velocidade da desinfecção é a resultante das velocidades
das etapas que envolvem esse processo.
A cinética reacional em uma unidade de contato é função de diversos parâmetros,
dentre
eles
incluem-se:
microrganismos e
qualidade
desinfetante
e
da
água,
tipo
e
as características de
concentração
de
escoamento
na
unidade.Entretanto,o levantamento de coeficientes k em laboratório é feito em
regime de batelada , aplicando-se uma dosagem de um dado desinfetante à base
de cloro num volume definido de água e, após realizada mistura completa do
desinfetante neste volume, faz-se o monitoramento do decaimento bacteriano em
função do tempo(Haas et al.,1995;USEPA, 1986).
Segundo Teixeira (1995), a transferência das informações obtidas através desse
procedimento para unidades de contato de fluxo contínuo somente seria
justificável para o regime de escoamento ideal do tipo pistão,o que não se verifica
na prática.Desse modo, quanto mais as características do escoamento no interior
da unidade se distanciem daquelas referentes ao escoamento pistão, maiores
serão os desvios entre o valor de k obtido pelo regime batelada e o valor de k
representativo da unidade operando em fluxo contínuo.
A desinfecção é necessária, porque os processos físico-Químicos, usualmente
utilizados no tratamento da água não assegura a remoção total dos
microrganismos (Metcalf e Eddy, 1991).
3.8 - Modelos Cinéticos de Desinfecção
A constante cinética, k, pode ser determinada por alguns modelos cinéticos que
buscam relacionar a velocidade de decaimento de microrganismo com o tempo
de contato e a concentração do desinfetante utilizado.
A maioria dos modelos cinéticos são desenvolvidos para reator em batelada, a
partir das seguintes condições: ausência de mistura anterior, distribuição uniforme
das moléculas de desinfetante e microrganismos, mistura suficiente para garantir a
difusão líquida, valores de pH e temperatura fixos, a concentração residual do
desinfetante é considerada constante durante todo tempo de contato devido a
ausência de matéria orgânica na água destilada(Gyürék e Finch, 1998).
Essas condições não são observadas na prática, o que pode invalidar a utilização
desses modelos para estimativa da eficiência de desinfecção de uma unidade de
tratamento real.
3.8.1- Modelo de Chick-Watson
Um dos primeiros modelos para inativação de microrganismos através de
desinfetante foi elaborado por Chick (1908), representado pela equação 3.6, e
implementado por Watson (1908), equação 3.7; de onde originou a equação de
Chick-Watson (equação 3.8).
Ln N/No = - K.t .............................................................................................. (3.6)
K = k’. Cn
.....................................................................................................................................................
(3.7)
LnN/No = - k’. Cn. t ........................................................................................ (3.8)
Onde
N – número de microrganismos presentes na amostra após o tempo de contato t;
No – número de microrganismos presentes na amostra no t = 0;
C – concentração do desinfetante;
n – coeficiente de diluição
k – constante cinética reacional de 1o ordem;
k’ - constante empírica;
t – tempo de contato entre o desinfetante e os microrganismos
Através do coeficiente de diluição, n, é possível interpretar a importância do tempo
de contato e da concentração de desinfetante em um determinado processo da
desinfecção.A partir dos valores de n verifica-se:
n> 1: redução da eficiência do desinfetante, com aumento da diluição.
n< 1: maior interferência do tempo de contato na inativação.
n = 1: igualdade de importância da concentração do desinfetante e do
tempo de contato no processo da desinfecção (Rubin et al.,1983)
A cinética de desinfecção enunciada por Chick compara a inativação bacteriana
com uma reação química. Analogamente a desinfecção é uma reação química
bimolecular, tendo como reagentes, o microrganismo e o desinfetante (Haas,
1995).
Watson (1908) implementou o modelo de Chick, relacionando a concentração do
desinfetante com a velocidade média da reação através da equação 3.7.
O modelo de Chick-Watson
microrganismos
é
é baseado na hipótese de que toda espécie de
geneticamente
semelhante,
apresentando
assim
uma
sensibilidade uniforme ao desinfetante utilizado, e que a concentração do
desinfetante permanece constante durante o tempo requerido para inativação
(Gyürék e Finch, 1998).
Ao contrário, os microrganismos são estruturas complexas, com diferentes
mecanismos de transporte e muitas reações químicas podem ocorrer para inativar
um microrganismo (Venkobachar et al.,1997;Jancangelo et al.,1991).
Desta forma, ao descreverem-se graficamente os resultados obtidos por esse
modelo, a relação entre o tempo de contato(t) e a inativação (lnN/No) se comporta
de forma linear, seguindo uma cinética reacional de 1o ordem.
De acordo com as reações de 1o ordem, a taxa de decaimento bacteriano é
proporcional à concentração desses microrganismos em qualquer instante
(Sperlin,1996).
De acordo com a Lei de Chick-Watson, onde C, n, e k são constantes, não há
demanda de desinfetante durante o processo de desinfecção.
Entretanto, a partir da avaliação de resultados estatísticos, concluiu-se que a
Equação de Chick-Watson é suficiente para descrever a inativação de
microrganismos por cloro livre ou combinado (Haas e Karra, 1984). Tal conclusão
foi conduzida mediante a comparações de resultados obtidos e estimados para
diversos microrganismos inoculados em água destilada, mantendo constantes as
condições de pH e temperatura, utilizando o sistema de batelada.
Estudos realizados em batelada com água in natura, utilizando diferentes
desinfetantes e microrganismos, foi observada uma diferença significativa entre a
inativação medida e a prevista pelo modelo de Chick-Watson (adotado pela U.S.
Environmental Protection Agency- USEPA) (Gyürék e Finch, 1998).
Essa diferença pode provocar equivoco no dimensionamento da UC, conforme
exemplificado pela Figura 3.5.
Shoulders
Chick
Tailing Off
Tempo
Figura 3.5 – Gráfico de decaimento bacteriano obtido em batelada (ChickWatson) e em condições reais.
A inativação de microrganismos em batelada, nem sempre acompanha o
decaimento exponencial previsto pela equação de Chick-Watson (Haas, 1990).
De acordo com a figura 3.5, dois tipos de desvios são observados:
Curva de inativação que apresenta concavidade para baixo(shoulders):
identificada freqüentemente no inicio do processo de desinfecção,podendo ser
atribuída a uma mistura inadequada na unidade,à aglomeração de populações
de microrganismos ou a presença de substâncias que tem prioridade na reação
química com o desinfetante(Gyürék e Finch,1998).
Essa curva expressa a inativação da E.coli (Severin, 1998).
Curva de inativação que apresenta concavidade para cima (Tailing-off): a
taxa de inativação decresce progressivamente, podendo ser a atribuída aos
seguintes fatores:
Rápida inativação inicial,
 Existência de variações genéticas na subpopulação,
 Proteção de uma subpopulação ou variações na dosagem de
desinfetante,
 Aglomeração de uma subpopulação.
O desvio apresentado por essa curva caracteriza a inativação de coliformes por
cloro livre (Selleck et al, 1978).
3.8.2– Modelo de Wehner e Wilhelm
A solução analítica da equação para fluxo contínuo com reações de primeira
ordem foi proposta por Wehner e Wilhelm (1956) (Sperling, 1996).
A equação 3.9 (Wehner e Wilhelm) relaciona o desempenho hidráulico da unidade
de contato e a cinética de inativação dos microrganismos com a eficiência de
desinfecção a ser atingida. Este modelo apresenta a dependência entre o grau de
inativação(N/No), a dinâmica de escoamento(d e T), e a cinética reacional(k)
N/No = 4.a exp (1/2d) / [(1 + a)2. exp (a/2d) – (1- a)2. exp (1/2d)] ............... (3.9).
A eficiência de desinfecção (ED) expressa em porcentagem é dada pela equação
3.10
ED(%)=(1–N/No).100 ................................................................................. (3.10)
Onde
N – concentração de microrganismos na saída da UC
No – Concentração de microrganismos na entrada da UC
d – coeficiente de mistura global da UC
T – tempo teórico de detenção
K – constante cinética reacional de 1o ordem;
a = (1 + 4. K. T.d)
1/2.
A vantagem desta equação é permitir uma solução contínua entre os limites de
fluxo contínuo e mistura completa. Quando d é pequeno, a Equação 3.9 apresenta
resultados bem próximos à ao fluxo pistão. Por outro lado, quando d é elevado, a
Equação 3.9 apresenta resultados similares aos obtidos para mistura completa.
Através da equação de equação de Wehner e Wilhelm é possível avaliar a
influência do método de determinação da constante cinética reacional k, na
estimativa de eficiências de desinfecção, considerando-se os valores de K obtidos
pelos métodos padrão (batelada) e em UC operando em fluxo contínuo (Teixeira
et al,1995).
4- METODOLOGIA
4.1- Avaliação de Qualidade da Água In Natura do Manancial Santo
Agostinho.
A água bruta utilizada no sistema experimental deste trabalho pertence ao Rio
Santo Agostinho e abastece a Estação de Tratamento de Água de Viana (ETAVIANA), operada pela Companhia Espírito-santense de Saneamento (CESAN),
localizada no município de Viana do Estado do Espírito Santo.
Para análise da qualidade de água in natura, foram tomados os parâmetros que
indicam
presença
de
matéria
orgânica
e
inorgânica
oxidáveis,
e
que
comprometem o processo da desinfecção da água com cloro (McCarty et al,
1984).Os parâmetros de qualidade da água selecionados foram: pH, cor, turbidez,
temperatura, sólidos suspensos totais (SST), nitrogênio amoniacal (N-NH3), ferro e
manganês(Fe2+ e Mn2+),demanda bioquímica de oxigênio(DBO), demanda química
de oxigênio(DQO)e oxigênio dissolvido(OD)
Os parâmetros bacteriológicos utilizados na determinação da taxa de inativação
bacteriana foram coliformes totais (CT) e fecais (CF). Todas as análises foram
realizadas com três repetições e de
acordo com a metodologia descrita no
“Standard Methods for the Examintion of Water and Wastewater” (19 0 ed.,1995).
Para o desenvolvimento dessas analises foram realizadas seis campanhas de
coletas de amostras de água bruta, no período de junho a dezembro de 2001. As
amostras foram coletadas no canal de entrada da ETA-VIANA.
As campanhas de coletas foram intensificadas em períodos de maior variações
temporais, típicas de verão e primavera, perfazendo um total de 180 amostras Tal
procedimento permitiu uma melhor apreciação da desinfecção frente às alterações
ocorridas nas características da água (Olson e Hanani, 1981), conforme já
discutido no item 3.6 da Revisão Bibliográfica.
O levantamento desses parâmetros, principalmente no que se refere ao conteúdo
de nitrogênio amoniacal (N-NH3), indicou a necessidade de se utilizar o Método da
Cloração ao Breakpoint.
4.2 – Método da Cloração ao Breakpoint
O método da cloração ao breakpoint, descrita no item 3.1.1 da Revisão
Bibliográfica, foi utilizado para avaliar a demanda de cloro requerida pela água em
estudo e, por conseguinte, a definição da dosagem mínima de cloro a ser utilizada
no processo de desinfecção da água.
As dosagens de cloro utilizadas nos ensaio experimentais de inativação bacteriana
foram preparadas a partir de uma solução padronizada a 10 mg/l de hipoclorito de
sódio com um teor de cloro ativo na faixa de 8% a 10 % .
4.2.1-Sistema Experimental da Cloração ao Breakpoint (batelada)
Os ensaios para obtenção das dosagens de cloro aplicado através da cloração ao
breakpoint foram conduzidos nos laboratórios de Química Geral, do Centro
Federal de Educação Tecnológica do Espírito Santo (CEFETES) e Laboratório de
Analise
Microbiológicas
da
CESAN
(Companhia
Espírito-santense
de
Saneamento).
Para o desenvolvimento desses ensaios foram realizadas três campanhas em
períodos
de
maior
variações
temporais:
época
mais
chuvosa
(outubro/novembro/dezembro-2001), época menos chuvosa (agosto/setembro2001) e época sem chuva (Junho/Julho-2001), períodos em que se procedeu ao
monitoramento da qualidade da água do manancial.
As amostras, foram coletadas a 30 cm abaixo da superfície em frascos de
plásticos autoclaváveis, com boca larga ,e com capacidade de 1000 ml.Após as
coletas, os frascos foram fechados, identificados e preservados em caixas de
isopor com gelo a uma temperatura inferior a 10 oC..Essas amostras foram levadas
para o laboratório e, imediatamente foram iniciados os ensaios de cloração ao
breakpoint.
Para montagem do sistema experimental foram usados três béqueres contendo
1000 ml de água bruta em cada um, sob agitação contínua e constante de 30 rpm
produzida por agitador magnético, para garantir a homogeneidade da amostra
tratada.
As dosagens de hipoclorito de sódio utilizadas na cloração das amostras de água
brutas foram retiradas a partir de uma solução padrão (Solução-mãe) de
hipoclorito de sódio de concentração igual a 10 mg/l. A solução de hipoclorito de
sódio foi injetada em cada reator (béquer) através de buretas de 100ml fixadas em
haste universal com garras, acima de béqueres contendo as amostras(Figura 4.1).
Injeção
de
Solução
de
NaClO
(Bureta)
Béquer de
2000 ml
Água bruta
Água bruta
Água bruta
Agitador
magnético
Reator - 1
Reator - 2
Reator - 3
Figura 4.1 – Esquema do ensaio da cloração ao breakpoint em batelada
Cada ensaio de cloração ao breakpoint compreendeu três ciclos operacionais de
18,7 minutos cada um. Em cada um foram testadas simultaneamente três
dosagens de cloro. Para iniciar cada ciclo, os três reatores (Reator-1, Reator-2 e
Reator-3) foram alimentados simultaneamente com amostras coletadas no mesmo
dia e horário,e com diferentes dosagens de desinfetante (hipoclorito de sódio).
Assim sendo, tem-se: para o primeiro ciclo, as dosagens de 0,10 mg/l, 0,20 mg/l e
0,30 mg/l; para o segundo ciclo, as dosagens de 0,45 mg/l, 0,50 mg/l e 0,60 mg/l;
para o terceiro ciclo, as dosagens de 0,65 mg/l, 0,75 mg/l e 0,80 mg/l. Após cada
ciclo, foram retiradas dos reatores uma alíquota de 10 ml para determinações de
cloro residual (item 4.3) e uma alíquota de 250 ml para
determinações
bacteriológicas (descrita no item 4.4). A Tabela 4.2 resume os resultados dos
ensaios de breakpoint para o tempo de contato de 18,7 minutos.
Tabela-4.2 Resultados da Cloração ao Breakpoint utilizando tempo de
contato de 18,7 minutos
Concentração de
Cloro Residual(mg/l)
Amostra-1(*)
Amostra-2(*)
Amostra-3(*)
cloro aplicado
Epoca mais chuvosa
Epoca menos
Epoca sem chuvas
Outubro-Dezembro
chuvosa
Agosto-Setembro
Junho-Julho
NaClO(mg/l)
0,10
0,20
0,30
0,45
0,50
0,60
0,65
0,75
0,80
(*): Valores médios
Cloro Residual(mg/l) Cloro Residual(mg/l)
2001
2001
2001
0,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,20
0,25
0,30
0,00
0,05
0,15
0,20
0,25
0,30
0,25
0,30
0,35
0,00
0,10
0,15
0,20
0,25
0,35
0,30
0,35
0,40
Plotando os valores da Tabela 4.2 obtem-se as curvas de breakpoint da cloração
conforme apresentada na Figura 4.2
Breakpoint
Figura. 4.2-Curvas do Breakpoint da Cloração para tempo de contato de 18,7
minutos
Como pode ser visto, os níveis de cloro residuais sofreram variações e as curvas
de breakpoint são diferentes para cada amostra de água analisada, devido as
alterações na sua qualidade Essa constatação confirma resultados verificados em
estudos anteriores (Mecalf e Eddy, 1991).
A Figura 4.2 indica que as concentrações de cloro a serem utilizadas na avaliação
do decaimento bacteriano devem ser superiores a 0,65mg/l de cloro aplicado. De
acordo com a Teoria da cloração ao breakpoint a efetiva desinfecção ocorrerá
após essa dosagem, conforme descrito no item 3.1.1 da Revisão Bibliográfica.
A partir dessa avaliação as dosagens de hipoclorito de sódio (NaClO) testadas
para inativação de coliformes foram fixadas a partir de 0,65 mg/l
4.3 –Determinação do Cloro Residual Livre
A leitura do cloro residual livre foi feita a cada ciclo de 18,7 minutos, segundo
método colorimétrico por DPD (N, N-dietil-p-fenileno-diamina), através do Kit
HACH 661. Este aparelho consta de um disco colorimétrico com uma variação de
cores que é comparada com a cor desenvolvida na reação da água e o reativo
DPD.
As alíquotas de 10 ml para leitura do cloro residual foram coletadas no béquerreator com auxílio de pipetas tipo Mohr de 10 ml e rapidamente transferidas para
cubetas do colorímetro contendo o reagente DPD (N, N-dietil-p-fenileno-diamina),
que ao reagir com cloro livre das amostras, produz uma coloração róseoavermelhada. A variação de cores permite avaliar no disco colorimétrico, o nível
de cloro com faixa de leitura entre 0,1 a 3,0 mg/l.
O método iodométrico (Standard Methods for the Examintion of Water
and
Wastewater, 19a ed, 1995), foi utilizado paralelamente ao método colorimétrico
para garantir determinações de cloro residual livre de concentrações menores que
0,1 mg/l.
4.4– Determinações Bacteriológicas
Nesta etapa foram determinadas as concentrações de coliformes totais e fecais
(UFC/100ml) em função das dosagens de cloro aplicado (mg/l) e diferentes
tempos de contato.
As dosagens de hipoclorito de sódio foram injetadas nas amostras de água bruta
sob agitação contínua (30 rpm), através de agitador magnético. A injeção do
desinfetante foi feita utilizando buretas aferidas para as dosagens de: 0,70 mg/l,
0,75 mg/l, 0,80 mg/l, 0,85 mg/l e 0,90 mg/l e tempos de contato de 0, 1, 4, 7,12 e
18,7 minutos.
Após cada tempo de contato, foi adicionado no próprio béquer contendo a amostra
clorada, 1 ml de solução a 1,8% de tiossulfato de sódio para neutralizar a ação do
cloro residual (descloração), em seguida foram retiradas amostras de 250 ml para
determinações bacteriológicas, em frascos de polietileno
autoclavados, não
tóxicos e estéreis, com boca larga e capacidade de 250 ml.
Os isolamentos de Coliformes Totais e Fecais em membranas filtrantes foram
desenvolvidos simultaneamente. As membranas resultantes da filtração foram
acondicionadas em placas de petri, sobre a superfície
de meios de cultivo
seletivos e diferenciados para detecção de coliformes totais e fecais. Foi utilizado
o meio m-Endo Agar (24 hs /35 oC) para coliformes totais e o meio m-FC Agar
para coliformes fecais (24 hs/44,5oC).
Após o período de incubação (24 horas) as colônias de coliformes totais
apresentaram coloração verde, com brilho metálico dourado superficial, enquanto
que as colônias de coliformes fecais desenvolveram colorações azuis, passíveis
de quantificação. Os resultados foram apresentados como unidades formadoras
de colônias por 100ml (UFC/100ml).
Durante a cloração das amostras os valores de pH variaram numa faixa de 6,80 a
7,50 conduzindo à uma
cloração basicamente sob ação bactericida do ácido
hipocloroso (HClO), promovendo maior eficiência do processo de desinfecção,
conforme descrito no item 3.2 da Revisão Bibliográfica.
As analises bacteriológicas confirmaram os ensaio da cloração ao breakpoint.
Dosagens de 0,75mg/l e 0,80mg/l de cloro apresentaram uma inativação de 100%
de coliformes totais e fecais em reatores de batelada.
As determinações bacteriológicas em amostras de água coletadas na unidade de
contato operando em fluxo contínuo (item 4.10), foram as mesmas conduzidas em
amostra de batelada .As metodologias de preparo, de injeção de desinfetante e de
coletas dos dados serão descritas nos itens 4.8.2,4.9 e 4.10.
4.5- Determinação dos Coeficientes de Cinética Reacional Bacteriana K
Os resultados do número de microrganismos obtidos para cada dosagem de cloro
em diferentes tempos de contato (descrita no item 4.4) possibilitaram a obtenção
dos valores de k. Esses valores foram definidos a partir das curvas de decaimento
para coliformes totais e fecais determinadas graficamente, através do modelo de
Chick-Watson, modelo de batelada, com auxilio de planilha eletrônica (Microsoft
Excel)
Os dados de cinética reacional bacteriana obtidos em batelada foram tratados
estatisticamente com intervalo de confiança de 95%(Microsoft Excel), de onde
foram
extraídos valores
médios
de
k para
cada
dosagem
acima do
breakpoint.(0,70 mg/l, 0,75 mg/l e 0,80 mg/l).
O coeficiente cinética reacional k é um dado fundamental para a determinação da
taxa de inativação bacteriana prevista pelos modelos cinéticos e depende da
qualidade de água do manancial.
Para uma analise comparativa entre os valores de k obtidos em reatores de
batelada e fluxo continuo de uma mesma água, seus ensaios de obtenção
deveriam ser realizados concomitantemente, o que não foi possível, devido a
limitações instrumentais para desenvolvimento das análises de bancada. Para
minimizar essa falha metodológica, utilizou-se como critério da representatividade
de k, selecionar amostras conduzidas em batelada, com características de
qualidade de água similares àquelas determinadas em fluxo contínuo.
Deve-se destacar que as taxas de inativação de coliformes (TIC%) totais e fecais
previstas pelo modelo cinético de fluxo contínuo, modelo de Wehner e Wilhelm
.utilizou os valores de k médio de batelada.obtidos experimentalmente.para as
dosagens de 0, 70, 0,75 e 0,80 mg/l de cloro,
Adotou-se
essa
metodologia,
pois, no escoamento
do
tipo
pistão,
as
características ao longo de uma seção transversal são homogêneas, o que
caracteriza bem o escoamento em mistura completa (batelada). Dessa forma
considera-se cada secção do escoamento pistão um reator em batelada,
tornando-se possível utilizar os valores de k obtidos por este método no modelo.
Esses valores, porém, podem provocar discrepâncias nos resultados previstos
pelo modelo, aumentando os erros em relação à TIC medida.
4.6-Características Hidráulicas da Unidade de Contato (UC) em Estudo
A unidade experimental utilizada como referência nesse trabalho é um modelo
reduzido do tanque de cloração da ETA da sede do município de Linhares/ESSAAE (Serviço Autônomo de Água e Esgoto).
O modelo reduzido foi construído a partir da unidade real, cujas dimensões
guardam um fator de escala linear 1:8 entre o modelo
e o protótipo. Suas
dimensões são apresentadas na Figura 4.3.
Os experimentos foram desenvolvidos no modelo reduzido, utilizando sua
configuração original e duas configurações modificadas, uma com inserção de
defletor e outra com inserção de chicanas. Esses experimentos avaliaram a
influência das características hidráulicas da UC na taxa de inativação de
coliformes (TIC) durante o processo de desinfecção da água com cloro.
Os experimentos foram desenvolvidos no modelo reduzido, utilizando sua
configuração original e duas configurações modificadas, uma com inserção de
defletor e outra com inserção de chicanas.Esses experimentos avaliaram a
influência das características hidráulicas da UC na ED da cloração.
Dimensões
Protótipo(m)
Modelo Reduzido(m)
A
B
C
D
E
F
Profundidade
12,50
6,00
6,50
19,60
11,52
8,08
5,60
1,56
0,75
0,81
2,45
1,44
1,01
0,70
Volume(m 3)
952,67
1,86
Figura - 4.3 - Vista superior e dimensões da UC protótipo e do modelo
reduzido (escala 1:8)
4.6.1- Modelo Reduzido
A unidade experimental utilizada para obtenção dos dados de cinética reacional
3
constituiu-se de um tanque em “L”, com capacidade de 17 m operando em fluxo
contínuo, instalado na ETA-VIANA (município de Vitória/ES).
A água bruta que alimenta a unidade experimental é proveniente do Manancial
to
S Agostinho. O abastecimento de água para o tanque foi feito por um conjunto de
bomba de recalque, bomba de alimentação, tubo de PVC e medidor de vazão
(rotâmetro).
4.6.2- Modelo Reduzido Otimizado
A otimização da UC foi feita modificando seu comportamento hidrodinâmico
através da inserção de defletor de escoamento e chicanas, para promover a
melhoria da ED da UC, já discutidas na Revisão Bibliográfica (item 3.7.1.1) e
propostas por Figueredo (2000).
Os volumes de desinfetante utilizados no inicio desta etapa guardam as mesmas
concentrações implementadas em batelada (método padrão): 0,70mg/l, 0,75mg/l e
0,80mg/l. Esse procedimento tornou-se necessário, uma vez que, o levantamento
de coeficientes k foi feitos em regime batelada, conforme discutido na Revisão
Bibliográfica (item 3.7.1.1).
4.6.2.1- Modelo Reduzido com Defletor de Escoamento
O defletor foi colocado com objetivo de minimizar a energia cinética na região de
entrada da UC.
Estudos
anteriores
(Teixeira
e
Figueiredo,
1997),
recomendaram
o
posicionamento do defletor a 86 mm após a tubulação de entrada. Sua largura
ocupou toda extensão transversal da unidade, como mostra a Figura 4.4.
Figura 4.4 - Vista superior do modelo reduzido com a inserção de defletor
com altura hd= 1,5D e a uma distância dd= D da entrada da UC
4.6.2.2-Modelo Reduzido com Chicanas
As chicanas dividiram a UC em três compartimentos, aumentando a distância
percorrida pelas partículas do fluido no sistema, sem alterar o tempo teórico de
detenção da unidade.
Para diminuir a incidência de zonas mortas e curto circuitos na unidade, foram
instalados chicanas longitudinais (Marke e Boyle, 1973) com 0,70 metros de
altura, distribuídas uniformemente nas seções transversais ao escoamento, como
mostra a Figura 4.4.1.2.
Figura 4.4.1.2 – Vista superior do modelo reduzido com inserção de chicanas
4.7 - Método de Injeção do Desinfetante na Unidade de Contato de Fluxo
Contínuo
A injeção do desinfetante (solução de hipoclorito)
foi feita junto à secção de
entrada da água, aproveitando a velocidade de escoamento, para melhorar a
dispersão do cloro na unidade (item 3.3 - Revisão Bibliográfica).
O sistema de cloração usado nesse experimento constituiu-se de uma caixa de
polietileno com 20 litros de solução de hipoclorito, provida de uma pequena
torneira, conectada a uma mangueira de látex de 1,5 cm de diâmetro, que levou o
desinfetante até o dosador por gravidade antes de chegar a ponto de injeção.
A caixa contendo a solução de hipoclorito foi instalada 1,0 metro acima do dosador
de hipoclorito sendo abastecida em cada experimento.
Antes de iniciar a injeção do desinfetante, a unidade foi mantida em operação
durante um tempo equivalente a quatro vezes o tempo teórico de detenção.Esse
procedimento foi necessário para que a unidade entrasse em regime
hidrodinâmico, objetivando manter um padrão de escoamento constante na
unidade.
Após o regime hidrodinâmico foi necessário estabelecer o regime químico na UC,
para evitar que, as amostras coletadas
em um mesmo ponto apresentassem
diferentes níveis de cloro residual. A negligência desse procedimento poderia
acarretar erros nas determinações bacteriológicas.
O monitoramento do regime químico foi feito através do controle do cloro residual
na saída da unidade. A partir do momento em que a leitura do residual de cloro
livre permaneceu constante se deu o inicio das coletas.
4.8 - Método de coleta das amostras na Unidade de Contato
Os pontos de coleta foram distribuídos ao longo da unidade, em posições que
equivalem aos tempos de coleta das amostras tomadas nos experimentos em
batelada (descritos no item 4.4).
Em cada ponto definido para coleta foi fixado um dispositivo contendo três sondas
paralelas eqüidistantes, acopladas a uma bomba peristáltica sob uma mesma
profundidade.
As
sondas
foram
introduzidas
a
uma
profundidade
de
aproximadamente 0,252 m, equivalente a metade da altura da lâmina d’água.Tal
procedimento objetivou avaliar a variação dos resultados na seção transversal do
escoamento, subsidiando maiores informações da relação entre os níveis
residuais de cloro e a cinética de decaimento bacteriano.
Após a coleta, as amostras foram acondicionadas em frascos plásticos de 250 ml,
autoclavavéis, com boca larga, tampa a prova de vazamento, contendo 0,1 ml de
solução a 1,8%de tiossulfato de sódio para neutralização do efeito do cloro.
Os frascos foram preservados a uma temperatura inferior a 10 o C e conduzidas ao
laboratório de bacteriologia para determinações de coliformes totais e fecais,
usando a técnica da membrana filtrante (item 3.4.2.1- Revisão Bibliográfica).
Em cada ponto de amostragem foram feitas três coletas bacteriológicas precedida
da leitura do cloro residual, para posterior análise do consumo de desinfetante nas
configurações estudadas.
4.9- Previsão da Taxa de Inativação Bacteriana
Para essa analise os modelos de Chick-Watson (equação 3.7.1) e Wehner e
Wilhelm (equação3. 7.2) foram implementados com os coeficientes de cinética
reacional bacteriana k, obtidos experimentalmente em batelada, mantendo -se o
mesmo tempo teórico de detenção (descrita no item4. 5). Esse procedimento
permitiu a comparação entre os valores das TICs estimada pelos modelos e
medidas considerando as configurações estudadas.e as dosagens de cloro
utilizadas
Para o modelo de Chick-Watson a concentração de desinfetante considerada para
determinações dos erros foi de 0,70 mg/l. As outras concentrações (0,75 e 0,80
mg/l) atingiram 100% de inativação na configuração chicanada, para o tempo de
contato de 18,7 minutos, inviabilizando essa analise.
Os desvios entre os valores das TICs previstas pelos modelos e medidas foram
calculados em erros percentuais para posterior avaliação do desempenho dos
modelos.
Ressalta-se que a inativação de coliformes de 99,99% assegura a qualidade
bacteriológica da água tratada evitando a presença de 01 (uma) UFC em 100ml de
amostra, o que significa ausência de CT e CF na saída da UC (Portaria
1469/2000).Contudo esse trabalho considerou a taxa de inativação de coliformes
de 100%,para representar a ausência desses microrganismos.
5- RESULTADOS E DISCUSSÕES
5.1- Avaliação da Interferência da Qualidade de Água Bruta no Sistema
Experimental da Cloração.
Já se sabe que as características físicas, químicas e bacteriológicas da água in
natura podem comprometer o processo de desinfecção com cloro (item 3.5 –
Revisão Bibliográfica)
Este item visa avaliar a influência dos parâmetros de qualidade da água in natura
(Manancial Santo Agostinho), que abasteceu a unidade experimental, em função
dos níveis residuais de cloro livre obtidos durante o processo de cloração.. Os
resultados se encontram resumidos na Tabela 5.1
Tabela 5.1: Características da água in natura que abastece a ETA-VIANA e os
níveis residuais de cloro livre após o processo de cloração, utilizando uma
dosagem de cloro de 0,70 mg/l e tempo de contato de 18,7 minutos.
Variáveis Hidrológicas
Época sem Chuva
Época menos chuvosa
Época mais chuvosa
Meses de coleta - Ano de 2001
Junho
Julho
Agosto
Setembro
Outubro
Novembro Dezembro
Cloro Residual Livre(mg/l)
0,30
0,30
0,25
0,25
0,20
0,20
0,15
6,93
25
6,79
7,60
0,70
6,00
5,00
ND
ND
0,38
114
21
7,20
30
6,71
7,40
0,90
7,00
6,00
ND
ND
0,42
203
35
7,60
35
6,67
7,30
1,10
9,00
8,00
ND
ND
0,49
210
41
Parâmetros de Qualidade de Água in natura
Turbidez(uT)
Côr(uH)
pH
OD(mg/l)
DBO(mg/l)
DQO(mg/l)
SST(mg/l)
Ferro(mg/l)
Manganês(mg/l)
N-NH3(mg/l)
Coliformes Totais(UFC/100ml
Coliformes Fecais(UFC/100ml)
ND: Não detectado
4,90
15
6,99
7,90
0,30
3,00
2,00
ND
ND
0,22
98
11
5,10
15
6,89
7,80
0,40
4,00
3,00
ND
ND
0,25
101
18
6,70
20
6,86
7,70
0,50
5,00
5,00
ND
ND
0,28
112
16
6,85
25
6,82
7,60
0,60
6,00
4,00
ND
ND
0,36
109
19
Os resultados apresentados na Tabela 5.1 indicam um decréscimo nos níveis
residuais de cloro, com o aumento no valor de alguns parâmetros de qualidade de
água como: cor, turbidez, DBO e N-NH3, que expressam o aumento na demanda
de cloro na água ocorrem com acréscimos. As Figuras 5.1 a 5.4 apresentam aa
variações dos níveis residuais de cloro em função dos parâmetros de DBO, N-
Turbidez
Meses de coleta
Figura 5..3-Variação temporal da cor com
o cloro residual livre
Cor(uH)
Cor
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,1
0
Meses de coleta
NH3(mg/l)
0,35
0,30
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
0,00
Cloro Resid
DBO
Cloro Resid
Figura 5.2-Variação temporal da cor com
o cloro residual livre
Ju
nh
o
Ju
l
h
Ag o
Se o st
te o
m
O bro
ut
N ub
ov ro
e
D mb
ez ro
em
br
o
1,20
1,00
0,80
0,60
0,40
0,20
0,00
DBO(mg/l)
0,35
0,30
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
0,00
Ju
nh
o
Ju
Ag lho
Se o s
t e to
m
O bro
ut
N ub
ov r
e o
D mb
ez r
em o
br
o
Cloro Residual(mg/l)
Figura 5.1-Variação temporal da turbidez
com o cloro residual livre
40,00
35,00
30,00
25,00
20,00
15,00
10,00
5,00
0,00
Meses de coleta
Cloro Residual(mg/l)
Meses de coleta
0,35
0,30
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
0,00
Ju
nh
o
Ju
l
h
Ag o
Se o st
te o
m
O bro
ut
N ub
ov ro
e
D mb
ez ro
em
br
o
Cloro Resid
Cloro Residual(mg/l)
8,00
6,00
4,00
2,00
0,00
Turbid ez(uT)
0,40
0,30
0,20
0,10
0,00
Ju
nh
o
Ag
os
to
O
ut
ub
ro
De
ze
m
br
o
Cloro Residual(mg/l)
NH3, turbidez e cor.
Cloro Resid
N-NH3
Figura 5..4-Variação temporal do NH3
com o cloro residual livre
Observando as Figuras 5.1 a 5.4, verifica-se não só as correlações existentes
entre os parâmetros de qualidade da água com a demanda de cloro, como
também a grande influência das variáveis hidrológicas inferidas pela variação
temporal. As variáveis hidrológicas são representadas pelos meses de coleta,
considerando três períodos: mais chuvoso (Outubro à Dezembro), menos chuvoso
(Agosto-Setembro) e sem chuva (Junho-Julho).Desse modo, no período mais
chuvoso (outubro à dezembro) os níveis residuais de cloro diminuem ,devido o
aumento da demanda de cloro pela água.
A Figura 5.5 apresenta a variação do cloro residual livre em função da matéria
orgânica carbonácea e nitrogenada representada respectivamente
pelos
1,20
0,6
1,00
0,5
0,80
0,4
0,60
0,3
0,40
0,2
0,20
0,1
0,00
N-NH3(m g/l)
DBO(m g/l)
parâmetros da DBO e N-NH3.
0
0,15
0,20
0,20
0,25
0,25
0,30
0,30
Cloro Residual Livre(m g/l)
DBO
N-NH3
Figura 5.5- Variação temporal dos parâmetros, DBO e N-NH3 da água in
natura.
Esses parâmetros apresentam valores crescentes à medida que o nível de cloro
residual diminui, entretanto, observa-se que os valores das concentrações do
nitrogênio amoniacal (N-NH3) são consideravelmente menores que os valores da
demanda bioquímica de oxigênio (DBO).Este comportamento provavelmente está
associado ao fato da matéria orgânica apresentar maior fração carbonácea que
nitrogenada, implicando menor demanda de cloro para oxidação de compostos
nitrogenados, conforme discutido no item - 3.4.6 da Revisão Bibliográfica.
A cor e a turbidez foram parâmetros físicos de qualidade de água de variações
significativas durante os meses de coleta devido a dissolução de rochas, nos
processos erosivos, intensificados pela ocorrência de chuvas e conseqüente
aumento de vazão do manancial.
Embora a turbidez tenha chegado a valores superiores a 15 uT em períodos
chuvosos, foi necessário estabelecer um limite máximo de 8,0 uT, para que os
procedimentos bacteriológicos pudessem ser desenvolvidos com eficiência (item
3.5.3 – Revisão Bibliográfica).
Analisando os valores das variáveis microbiológicas no período experimental pela
Tabela 5.1 observou-se que os números de coliformes totais e fecais foram
significativamente maiores nos períodos mais chuvosos. Esse resultado pode ser
explicado pela lavagem dos solos, onde vivem animais silvestres da Reserva
Florestal de Duas Bocas, local da nascente do Rio Sto Agostinho
Os resultados apresentados nesse item indicam que a qualidade da água está
sujeita a variações bruscas em função das variações temporais, podendo interferir
nos resultados dos experimentos, uma vez que os níveis de cloro residual não se
mantiveram constante, mesmo sendo utilizada a mesma dosagem de desinfetante
(0,70mg/l) e o mesmo tempo de contato (18,7 minutos) em todas as amostras
analisadas.
5.2 - Avaliação Da Influência da Eficiência Hidraúlica de Unidades de Contato
na Eficência de Desinfeção de Água Com Cloro
Para avaliação da influencia da eficiência hidráulica (EH) na eficiência de
desinfecção (ED) da água, foram analisados os dados obtidos nos ensaios
bacteriológicos para coliformes totais e fecais em reatores batelada e fluxo
contínuo. As três configurações estudadas de UC de fluxo contínuo foram: original,
com defletor e com chicanas (item 4.8.2-Metodologia).
Nesse contexto, a ED foi avaliada através da taxa de inativação de coliformes
(TIC%) totais e fecais e do consumo de desinfetante (mg/l de Cloro). A EH de
cada configuração foi representada pelo coeficiente de mistura global (d),
conforme descrito no item 3.6.3 da Revisão Bibliográfica.
5.2.1-Verificação da Influência da Eficiência Hidráulica na Taxa de
Remoção de Coliformes Totais e Fecais
As medições das concentrações de coliformes (UFC/100ml) na entrada e saída da
UC foram determinadas a partir de três dosagens de cloro: 0,70mg/l, 0,75mg/l e
0,80mg/l. Cada uma das dosagens foi aplicada nas três configurações de fluxo
contínuo, permitindo a obtenção da TIC (Tabela 5.2). Como pode ser observado
nesta Tabela, as variações de qualidade de água (cor, turbidez, pH e coliformes)
não foram, no geral, muito significativas, satisfazendo a condição desejável para
efeito de comparação de resultados.
Tabela 5.2: Resumo dos resultados obtidos experimentalmente na inativação
de coliformes totais e fecais, utilizando diferentes dosagens de cloro (mg/l) e
tempo de contato de 18,7 minutos, tendo como referência os indicadores de
EH (d) e ED (TIC).
C=0,70mg/l
Configuração
d
ColiformesTotais(UFC/100ml)
Coliformes Fecais(UFC/100ml)
TIC%
pH
No
N
No
N
CT
CF
Cor
Turbidez
(uH)
(uT)
Original
0,407
109
25
23
6
77,06
73,91
6,92
15
4,90
Defletor
0,191
113
18
26
5
84,07
80,77
6,89
20
4,75
Chicanado
0,065
109
8
25
3
92,66
88,00
6,87
20
5,10
C=0,75mg/l
Configuração
d
ColiformesTotais(UFC/100ml)
Coliformes Fecais(UFC/100ml)
TIC%
pH
No
N
No
N
CT
CF
Cor
Turbidez
(uH)
(uT)
Original
0,407
104
21
18
5
79,81
77,78
6,86
15
4,76
Defletor
0,191
108
11
23
3
89,81
86,96
6,91
15
4,79
Chicanado
0,065
97
<1
22
<1
100,00
100,00
6,79
20
5,65
C=0,80mg/l
Configuração
d
ColiformesTotais(UFC/100ml)
Coliformes Fecais(UFC/100ml)
TIC%
pH
No
N
No
N
CT
CF
Cor
Turbidez
(uH)
(uT)
Original
0,407
108
17
24
5
84,82
79,77
6,90
20
5,10
Defletor
0,191
113
7
21
2
93,81
90,48
6,86
20
4,90
Chicanado
0,065
103
<1
25
<1
100,00
100,00
6,75
25
(<1 ): Ausencia de coliformes
de Inativação de coliformes
6,70
TIC: Taxa
As informações na tabela permitem avaliar a influência do comportamento
hidrodinâmico da UC, cuja variação é representada por d, em relação à eficiência
de desinfecção, representada por TIC%. À medida que o valor de d diminui,
aproximando-se ao fluxo pistão, observa-se um aumento da taxa de inativação
(TIC), tendendo a 100% de remoção para a configuração chicanada. Esse
comportamento pode ser verificado em todas as dosagens utilizadas (0,70 mg/l,
0,75mg/l, 0,80 mg/l), independente do tipo de microrganismo avaliado (CT e CF)..
Pode-se observar na Figura 5.6 que, para todas as configurações a taxa de
inativação de coliformes em uma determinada configuração cresce à medida que
a dosagem de cloro aumenta, devido o aumento das probabilidades de colisões
entre as moléculas do desinfetante e as membranas bacterianas, estando de
acordo com a Teoria das Colisões (item 3.3.2.1 da Revisão Bibliográfica).
Taxa de Inativação de Coliformes Totais
100
TICT%
80
60
40
20
0
0,70
0,75
0,80
Dosagem de desinfetante(m g/l)
original
defletor
chicanas
100,00
TICF%
80,00
60,00
40,00
20,00
0,00
0,70
0,75
0,80
Dosagem de cloro(m g/l)
original
defletor
chicanas
Figura 5.6 – Variação da Taxa de Inativação de Coliformes Fecais e Totais
para as configurações estudadas.
O percentual de inativação de CF se apresenta sempre menor ou igual ao
percentual de inativação de CT para todas as três dosagens testadas, como
ilustrado pela Figura 5.7. Esses resultados comprovam a maior resistência dos
coliformes fecais à ação desinfetante do cloro (Pelczar et al. 1998).
Taxa de Inativação de coliformes para Configuração original
100
95
TIC%
90
85
80
75
70
0,70
0,75
Dosagem de cloro (m g/l)
Coliformes Totais
0,80
Coliformes Fecais
Taxa de Inativação de coliformes para Configuração com defletor
95
TIC%
90
85
80
75
70
0,70
0,75
Dosagem de cloro(m g/l)
Coliformes Totais
0,80
Coliformes Fecais
Taxa de Inativação de coliformes para Configuração com Chicanas
105,00
TIC%
100,00
95,00
90,00
85,00
80,00
75,00
0,70
0,75
Dosagem de cloro (m g/l)
Coliformes Totais
0,80
Coliformes Fecais
Figura 5.7: Variação da Taxa de Inativação (TIC) com consumo de cloro para
coliformes fecais e totais nas configurações estudadas
5.2.2 – Verificação da Influência da EH na ED Através do Consumo de
Cloro
Esta etapa avaliou o consumo de cloro (mg/l) para atingir uma TIC igual a 100%
em cada configuração da UC de fluxo contínuo. A Tabela 5.3 apresenta a relação
entre a EH (d) e as dosagens de cloro aplicadas. Chama-se a atenção para a
pequena variação dos valores dos parâmetros de qualidade de água (pH, cor,
turbidez e concentração de coliformes), o que favorece a comparação entre a
influência da hidrodinâmica nos consumos de desinfetante para atingir uma
mesma TIC.
Tabela 5.3: Relação entre os resultados das dosagens de cloro aplicado
(mg/l) e a EH (d) para TIC=100% e tempo de contato de
18,7minutos
Configuração
d
Coliformes Totais
Coliformes Fecais
No(UFC/ml)
No(UFC/ml)
C(mg/l)
pH
Cor Turbidez(U
(uH)
T)
Original
0,407
117
26
0,90
6,76
15
4,75
Defletor
0,191
104
24
0,85
6,79
20
4,81
Chicanado
0,065
112
22
0,75
6,81
25
4,98
Os resultados mostrados na Tabela 5.4.2 indicam a relação direta entre o
coeficiente de mistura (d) e a dosagem de cloro aplicada (Cmg/l): à medida que o
valor de d diminui, devido às alterações na configuração da UC, a dosagem de
cloro (mg/l) necessária para uma ED=100% também decresce. Deste modo, d
variando de 0,407 (configuração original) a 0,191 (configuração Defletor) as
dosagens de cloro foram reduzidas de 0,90mg/l para 0,85mg/l, uma redução de
cerca de 5,9% no consumo de desinfetante. Já na configuração chicanada
(d=0,065), a dosagem foi reduzida para 0,75mg/l, acarretando uma redução bem
mais efetiva, cerca de 20% no consumo de cloro, em relação ao consumo para a
configuração original.
5.2.3 - Considerações Finais Sobre a Relação Entre Eficiência
Hidráulica (EH) e Eficiência de Desinfecção (ED).
Os experimentos demonstram que a melhoria de EH pode efetivamente maximizar
a ação bactericida do cloro (Teixeira, 1995; Figueiredo, 2000), pois, para as
mesmas concentrações de cloro, obteve-se maiores Taxas de Inativação quando
o escoamento na unidade de contato era mais próximo ao pistão (maior EH),
sendo considerada a unidade mais eficiente a chicanada, que apresentou as
maiores TIC para uma determinada concentração de cloro aplicada.
A análise relativa ao consumo de cloro levou às mesmas conclusões, por que o
consumo de cloro necessário para se atingir uma TIC de 100% diminuiu com o
aumento da eficiência hidráulica (menores valores de d). É importante salientar
que a inserção do defletor provocou uma melhoria na eficiência hidráulica, e
conseqüentemente uma redução no consumo de desinfetante (da ordem de 6%
em relação à configuração original), porém, a utilização de chicanas (d=0,065)
mostrou ser muito mais relevante no processo de eficiência hidráulica, o que
resultou numa redução de 20% no consumo do cloro necessário para a
desinfecção.
O aumento da eficiência de desinfecção (indicada pelo aumento de TIC ou pela
diminuição do consumo) sugere uma redução dos custos do tratamento da água –
pelo menor consumo de cloro -, além de minimizar a possibilidade de geração de
subprodutos da cloração (Morris et al, 1971; Jensen e Johnson, 1987; Daniel,
2000).
5.3- Verificação do Desempenho dos Modelos de Previsão de Wehner
E Wilhelm e Chick-Watson no Processo de Desinfecção de Água com
Cloro
O modelo analítico desenvolvido por Chick e Watson (1908) relaciona o tempo de
contato do reator e a cinética de inativação de microrganismos com a Taxa de
Inativação dos mesmos (item 3.8.1 – Revisão Bibliográfica). Já o modelo de
Wehner e Wilhelm (1956) relaciona a esses parâmetros as características
hidrodinâmica da unidade (item 3.8.2 – Revisão Bibliográfica) representadas pelo
coeficiente adimensional de mistura (d). (item 3.7.1.2– Revisão Bibliográfica).
5.3.1 – Determinação da Cinética Reacional Bacteriana (K)
A estimativa da TIC determinada pelos modelos de previsão depende dos valores
de coeficientes da cinética reacional bacteriana k, conforme já discutido na
Revisão Bibliográfica (item 3.7.2). Para assegurar uma boa representatividade na
determinação de k, foram escolhidos grupos de amostras de água que
apresentassem características semelhantes às características da água a qual
buscava-se representar (item 4.5 - Metodologia).
De cada grupo foram obtidos os valores de k médio, um para os coliformes totais e
outro para os coliformes fecais. Os valores de k individuais apresentaram, em
geral, variações não altas em relação aos valores médios, cujos valores de desvio
padrão e coeficiente de variação são dados na tabela 5.4.
Tabela 5.4: Dados de cinética reacional bacteriana k,para coliformes totais e
fecais, obtidos utilizando diferentes dosagens de cloro (mg/l) e
o tempo de contato de 18,7 minutos.
0,70 mg/l
Conf.Equivalente
K(médio)
Desvio Padrão
Coef. Variação
(Batelada)
CT
CF
CT
CF
CT
CF
Original
0,1899
0,1299
0,005
0,002
0,029
0,015
Defletor
0,1864
0,1178
0,002
0,003
0,013
0,024
Chicanada
0,1887
0,1289
0,007
0,004
0,037
0,029
0,75 mg/l
Conf.Equivalente
K(médio)
Desvio Padrão
Coef. Variação
(Batelada)
CT
CF
CT
CF
CT
CF
Original
0,2280
0,1940
0,008
0,008
0,036
0,043
Defletor
0,2188
0,1931
0,005
0,004
0,024
0,018
Chicanada
0,1965
0,1911
0,010
0,009
0,051
0,055
0,80 mg/l
Conf.Equivalente
K(médio)
Desvio Padrão
Coef. Variação
(Batelada)
CT
CF
CT
CF
CT
CF
Original
0,2325
0,2029
0,009
0,003
0,040
0,017
Defletor
0,2687
0,2199
0,005
0,005
0,021
0,025
Chicanada
0,2467
0,2192
0,003
0,008
0,012
0,037
5.3.2 – Verificação do Desempenho do Modelo de Wehner Wilhelm no
Processo de Desinfecção de Água
Esta secção avaliou os erros relativos à estimativa de TIC através do modelo
proposto por Wehner e Wilhelm em relação aos valores de TIC medidos,
considerando as três configurações e dosagens de desinfetante utilizadas.
A equação de Wehner e Wilhelm foi implementada com os valores de k obtidos
em batelada, conforme descrito no item 5.3.1. A tabela 5.4 apresenta o resumo
das comparações entre TIC medida e TIC calculada, bem como os erros
cometidos pelo modelo.
Tabela 5.5: Relação entre a ED medida e a prevista pelo modelo de Wehner e
Wilhelm
C=0,70mg/l
Configurações da UC
d
TIC% (medida)
TIC%(Wehner e Wilhelm)
|%Erro|
CT
CF
CT
CF
CT
CF
Original
0,407
77,06
73,91
88,82
81,02
15,3
9,6
Defletor
0,191
84,07
80,77
91,75
82,28
9,1
1,9
Chicanado
0,065
92,66
88,00
94,95
88,16
2,5
0,2
C=0,75 mg/l
Configurações da UC
d
TIC% (medida)
TIC%(Wehner e Wilhelm)
|%Erro|
CT
CF
CT
CF
CT
CF
79,81
77,78
91,71
89,19
14,9
14,7
Original
0,407
Defletor
0,191
89,81
86,96
94,05
92,31
4,7
6,2
Chicanado
0,065
100,00
100,00
95,46
95,11
4,5
4,9
C=0,80mg/l
Configurações da UC
d
TIC% (medida)
TIC%(Wehner e Wilhelm)
|%Erro|
CT
CF
CT
CF
CT
CF
84,82
79,77
91,99
89,94
8,5
12,7
Original
0,407
Defletor
0,191
93,81
90,48
96,29
94,04
2,6
3,9
Chicanado
0,065
100,00
100,00
97,66
96,66
2,3
3,3
As diferenças entre os valores medidos e os previstos por Wehner e Wilhelm são
considerados aceitáveis, visto que erros da ordem de 10% são tidos como
aceitáveis, para atuações práticas, em várias áreas da engenharia. Além disso, a
desinfecção de água envolve processos químicos e biológicos, susceptíveis a
significativas variabilidades. Os dois maiores erros (|%Erro|) obtidos foram de
15,3% e 14,9% na configuração original, para dosagens de 0,70mg/l e 0,75mg/l,
respectivamente. Este erro foi relativamente menor para as configurações
chicanadas, não ultrapassando 4,9% para CF e 4,5% para CT.
Exceto para onde a TIC medida atingiu 100%, observa-se que as estimativas
feitas pelo modelo superaram os valores medidos (Tabela 5.5.2). Por exemplo, no
experimento com concentração 0,70mg/l, para a configuração Original (d=0,407) o
modelo prevê a TIC (CT)=88,82% enquanto a TIC (CT) medida foi 77,06%; na
configuração Defletor (d=0,191) o modelo estimou uma TICT de 91,75%, sendo
seu valor real 84,07%; e também na configuração Chicanada (d=0,065), onde pelo
modelo se teria uma TIC(CT) de 94,95%, o valor medido foi 92,66%.
O modelo de Wehner e Wilhelm pode ser considerado promissor, visto que os
erros apresentados foram relativamente baixos, especialmente quando se trabalha
com escoamentos que tendam a pistão, para os quais o modelo foi desenvolvido.
Todavia, é preciso cuidado ao usá-lo, pois mesmo para baixos valores de d –
exceto quando TIC medida atingiu 100% -, o modelo prevê uma TIC maior que a
real, induzindo, juntamente com outros fatores, a um dimensionamento da
dosagem de cloro a ser aplicado insuficiente para se alcançar a ED desejada
(100%), fato esse que representaria um risco à saúde pública.
Um fato que também deve ser notado é o de que o modelo parece estar mais bem
ajustado ao comportamento dos coliformes totais do que os fecais, já que a taxa
de inativação dos primeiros apresentou menor erro que a dos segundos em duas
das três dosagens estudadas (0,75mg/l e 0,80mg/l), porém este fato deve ser
estudado mais a fundo para que se possa validá-lo estatisticamente, como o
próprio modelo.
5.3.3 – Verificação do Desempenho do Modelo de Chick-Watson no
Processo de Desinfecção de Água
Para essa verificação buscou-se comparar os valores de TIC obtidos pelo modelo
de Chick-Watson com os correspondentes às experimentações feitas em unidades
de fluxo contínuo. Como dado comum entre as simulações com o modelo de
Chick-Watson para cada configuração da UC tinha-se o tempo teórico de
detenção. Ainda como dado comum dever-se-ia ter o valor de k. Contudo, por um
problema metodológico, o valor do coeficiente de cinética reacional utilizado no
modelo diferiu-se daquele referente à água utilizada nas experimentações em
fluxo contínuo, como discutido na metodologia (item 4.5), sendo necessário, com
isso, obter os coeficientes de inativação de coliformes totais e fecais (k)
considerando amostras de água obtidas em outros dias, diferentes daqueles
destas experimentações, que fossem equivalentes (em termos de qualidade de
água). A Tabela 5.6 resume os resultados obtidos.
Essa analise foi feita apenas para a concentração de desinfetante igual a 0,70
mg/l, pois para as demais concentrações estudadas (0,75 e 0,80 mg/l), a TIC
medida atingiu 100% (configuração chicanada), para o tempo de contato de 18,7
minutos, o que inviabilizaria as comparações desejadas (comparação do erro
entre valores medidos e estimados).
Tabela 5.6: Análise entre a TIC (medida) e a TIC estimada por Chick-Watson,
utilizando uma dosagem igual a 0,70 mg/l e tempo de contato de
18,7 minutos.
Conf.Equival(batelada)
K batelada(médio)
TIC% (medida)
TIC% (Chick-Watson)
|Erro%|
CT
CF
CT
CF
CT
CF
CT
CF
Original
0,1899
0,1299
77,06%
73,91%
97,13%
91,19%
26,0
23,4
Defletor
0,1864
0,1178
84,07%
80,77%
96,93%
88,95%
15,3
10,1
Chicanada
0,1887
0,1289
92,66%
88,00%
97,06%
91,02%
4,7
3,4
Os maiores erros (26,0% e 23,4%) apresentados na Tabela 5.6 podem ser
considerados não muito altos, tendo em vista que o modelo envolve processos
biológicos, susceptíveis a alta variabilidade. Deve-se salientar também que as TIC
do modelo são função apenas da cinética reacional bacteriana k das águas em
estudos e do tempo teórico de detenção, por tanto independem da hidrodinâmica
do reator (item 3.8.1 – Revisão Bibliográfica). Dessa forma, os comportamentos
das TIC do modelo podem não acompanhar o das TIC reais,uma vez que estas
são influenciadas pela hidrodinâmica do reator. Este fato pode ser observado
através das TIC medidas em relação às estimadas. Como pode ser visto na
Tabela 5.6 (avaliando as maiores variações referentes às configurações),
enquanto a TIC (CT) medida variou de 77,06% para 92,66%, uma variação relativa
de 20,24%, a maior variação dos valores de TIC (CT) estimada foi de 96,93% para
97,13%, uma variação relativa de 0,21%, cerca de 100 vezes menor que a
primeira. Para TIC (CF) também foram observados comportamentos semelhantes,
a maior variação de TIC (CF) medida foi de 73,91% a 88,00%, cerca de 19,1% de
variação relativa, enquanto o valor estimado pelo modelo variou entre 88,95 e
91,19%, que corresponde a 2,5% de variação relativa. Isso leva a crer que o
comportamento da TIC estimada pelo modelo não acompanha o comportamento
real dessas taxas. Este fato está ilustrado na Figura 5.8.
Variação da taxa de coliformes
100,00%
Variação da taxa de coliformes
totais
Fecais
95,00%
90,00%
90,00%
TICF%
TICT%
95,00%
85,00%
80,00%
75,00%
85,00%
80,00%
75,00%
70,00%
0,1864
0,1887
0,1899
0,1178
K
TIC%(medida)
70,00%
TIC%(Chick-Watson)
TICF%(medida)
0,1289
K
0,1299
TICF%(Chick-Watson)
Figura 5.8 – Comparação entre o comportamento da TIC medida e da TIC
estimada pelo modelo de Chick-Watson
O modelo de Chick-Watson apresenta erros menores para unidades mais
eficientes. Como o modelo independe das características hidrodinâmicas das
unidades, essa diminuição indica que a cinética reacional de inativação nessas
unidades aproxima-se mais daquelas obtidas em batelada e utilizadas pelo
modelo.
A hidrodinamica na unidade chicanada se aproxima da ideal (escoamento
pistão).Logo, as diferenças entre os valores medidos e estimados pelos modelo
são menores, pois o tempo de contato entre os microrganismos e o desinfetante
aproxima-se do tempo teórico de detenção
Os valores das TIC estimadas pelo modelo são, nos casos estudados, maiores
que os valores reais. Assim, especialmente nas unidades consideradas menos
eficientes,
a
utilização
desse
modelo
(que
não
considera
parâmetros
hidrodinâmicos) para reatores de fluxo contínuo, pode aliado a outros fatores
incorrer em erros de dosagem do desinfetante, tornando-a ineficaz para a
desinfecção adequada da água.
5.3.4 – Análise Comparativa Entre os Modelos de Desinfecção
Neste item serão avaliados os modelos desenvolvidos por Chick Watson (1908) e
Wehner e Wilhelm (1956) a partir das variações percentuais relativas
determinadas entre a TIC medida e estimadas por esses modelos. A Tabela 5.7
apresenta esses resultados.
Tabela 5.7: Erros das TIC’s estimadas pelos modelos de inativação
Configurações da UC
d
|%Erro|
|%Erro|
Chick Watson
Wehner e Wilhelm
CT
CF
CT
CF
Original
0,407
26,0
23,5
15,3
9,6
Defletor
0,191
15,3
10,1
9,1
1,9
Chicanado
0,065
4,7
3,4
2,5
0,2
Os erros relativos entre TIC medidas e estimadas mostraram-se mais acentuados
no modelo de Chick Watson. Os maiores erros, em valores absolutos, foram
observados na configuração Original, onde, para CT, Wehner e Wilhelm
apresentou um erro de 15,3% e Chick-Watson um erro de 26,0%, cerca de 70%
maior que o primeiro. Nas demais configurações, os erros para coliformes totais
também mantiveram variação semelhante, com os erros de Chick-Watson sendo
entre 70 e 90% maiores do que o de Wehner e-Wilhelm.
Quando analisados os coliformes fecais, as diferenças entre os modelos ficam
ainda mais evidentes. As razões entre os erros de Chick-Watson e Wehner e
Wilhelm são de 2,4 para a configuração Original; 5,3 para a configuração Defletor
e 17,0 para a configuração Chicanada. Assim, mesmo apresentando valores
absolutos relativamente baixos para as unidades mais eficientes, os erros de
Chick-Watson apresentaram-se muito maiores do que os de Wehner e Wilhelm .
Ambos os modelos apresentaram menores erros para as unidades onde o fluxo
era mais próximo do pistão. Porém, como discutido, os erros de Chick-Watson
foram bem mais expressivos.
Os dois modelos consideram a cinética reacional obtida em batelada, e com a
aproximação do fluxo ao pistão, a cinética nas unidades aproximou-se daquelas
obtidas em batelada, diminuindo os erros. Contudo, a proposição de Wehner e
Wilhelm leva em conta também o parâmetro hidrodinâmico d, que não é
considerado no modelo de Chick-Watson, o que pode explicar os menores erros
cometidos pelo primeiro. Isso vem confirmar a relevância da hidrodinâmica do
reator no processo de desinfecção de água.
6 - Conclusões e Recomendações
De acordo com os dados obtidos neste trabalho serão apresentadas as
conclusões, assim como as recomendações para trabalhos posteriores.
6-1 – Conclusões Gerais
Os resultados apresentados neste trabalho enfatizam a importância da adoção do
correto regime hidráulico para unidade de contato e os correspondentes
coeficientes de decaimento bacteriano k. Este procedimento viabilizou a adoção
do modelo cinético mais adequado para previsão das taxas de inativação de
coliformes totais e fecais em UC operando em fluxo contínuo.
As melhorias propostas (defletor e chicanas) reduziram os desvios entre os
valores das taxas de inativação estimadas pelos modelos cinéticos de desinfecção
e os valores reais, representativos da UC operando sob fluxo contínuo,
considerando-se individualmente os grupos de coliformes totais e fecais.
Todas as alterações na configuração do reator afetaram sensivelmente o consumo
de cloro (hipoclorito de sódio) independente do tipo de microrganismo inativados.
As reduções no consumo de desinfetante tornam-se mais representativas à
medida que o microrganismo de referência apresenta maior resistência à ação do
desinfetante.
Os resultados apresentados neste trabalho mostraram que concentração residual
de cloro irá depender da qualidade da água in natura, sendo assim, o
monitoramento
do decaimento bacteriano não deve ser determinado somente
através do residual de cloro livre, como um parâmetro indireto de inativação de
coliforme, para evitar sobrecarga ou insuficiência de cloro no sistema.
Comprovou-se neste estudo, que a taxa de inativação de microrganismos varia
com as características físico-químicas e bacteriológicas da água in natura,
ressaltando a importância da caracterização da água a ser tratada no
dimensionamento da UC.
6-2 – Avaliação da Eficiência de Desinfecção(ED) na UC
Todas as alterações implementadas na configuração original da UC tendendo ao
escoamento pistão (defletor e chicanas), demonstraram melhorias significativas
em sua eficiência hidráulica, caracterizadas pela elevação das taxas de inativação
de coliformes e coeficientes de cinética reacional desses microrganismos.
6-3 – Avaliação do consumo de desinfetante
As dosagens de cloro aplicadas para alcançar uma eficiência de desinfecção de
100%, ou seja, taxas de inativação iguais a 100% resultaram em valores
diferentes entre si, devido às alterações na configuração da UC.Quanto mais
essas alterações se aproximaram do escoamento pistão (menores valores de d)
maior foi a redução no consumo de cloro. Esse resultado demonstra que o
aumento da EH poderá
refletir
na economia do consumo de cloro
para
inativação dos microrganismos estudados, acarretando uma conseqüente redução
no custo de operação da ETA.
Tomando como referência as dosagens determinadas experimentalmente em
cada configuração, observou-se que para os modelos, de Chick-Watson (1908) e
Wehner e Wilhelm (1956) as taxas de inativação de coliformes foram superiores à
inativação real. Entretanto, o modelo de Wehner e Wilhelm apresentou menores
desvios que o modelo de Chick-Watson em relação às dosagens medidas.Desta
forma, esse modelo se mostrou uma boa ferramenta na estimativa de consumo de
cloro para a situação estudada.
A variação da resistência dos microrganismos estudados (coliformes totais e
fecais) ao cloro se verifica pela diferença da taxa de inativação entre esses
microrganismos
numa
mesma
configuração,
sob
a
ação
dos
mesmos
desinfetantes, dosagens e tempo de contato.. Além disso foram observados
diferentes níveis residuais de cloro nas amostras de água coletadas.Esse fato
reforça a necessidade de caracterização da água a ser tratada
6-4 – Recomendações
É importante enfatizar que qualquer estudo de modelagem do decaimento
bacteriano deve apresentar explicitamente informações básicas como: regime
hidráulico, configuração do reator, parâmetros físico, químicos e bacteriológicos da
água in natura,para melhor representatividade da cinética reacional bacteriana k.
Os valores
do coeficiente
de cinética reacional bacteriana são obtidos pela
metodologia padrão, utilizando reator batelada.Tais condições são bem diferentes
da prática, em que se trabalha com reator de fluxo contínuo, contando ainda, com
flutuações dos parâmetros de qualidade de água.Neste aspecto, recomenda-se
que sejam elaborados mecanismos, para que a obtenção da cinética reacional
bacteriana
k pelo método de batelada, seja mais incorporada a outros
parâmetros hidrodinâmicos, além do tempo teórico de detenção(T), permitindo um
melhor ajuste dos níveis de desvios que ocorrem na prática.
Estudos adicionais são sempre necessários para confirmar ou ajustar os modelos
analíticos de desinfecção na previsão da taxa de inativação de microrganismos
.Recomenda-se que esses estudos analisem o modelo que reproduza melhor as
condições reais de inativação.