VIVIANE DOS SANTOS BRANDÃO
TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE SUINOCULTURA
UTILIZANDO FILTROS ORGÂNICOS
Tese apresentada à Universidade
Federal de Viçosa, como parte das
exigências do Curso de Engenharia
Agrícola, para obtenção do título de
“Magister Scientiae”.
VIÇOSA
MINAS GERAIS – BRASIL
DEZEMBRO – 1999
VIVIANE DOS SANTOS BRANDÃO
TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE SUINOCULTURA
UTILIZANDO FILTROS ORGÂNICOS
Tese apresentada à Universidade
Federal de Viçosa, como parte das
exigências do Curso de Engenharia
Agrícola, para obtenção do título de
“Magister Scientiae”.
APROVADA: 13 de agosto de 1999.
_______________________________ _______________________________
Prof. Eduardo de Sá Mendonça
Pesq. Maria Aparecida N. Sediyama
(Conselheiro)
(Conselheiro)
_______________________________ _______________________________
Prof. Demetrius David da Silva
Prof. Rubens Alves de Oliveira
_______________________________
Prof. Antonio Teixeira de Matos
(Orientador)
Àqueles que sempre foram para mim exemplo
de dignidade, respeito, dedicação e, principalmente, amor não
só para com eles mesmos, mas também para com todos
aqueles que deles se aproximam: meus pais.
ii
AGRADECIMENTO
A Deus, pela oportunidade deste momento.
Ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico
(CNPq), pela concessão da bolsa de estudo.
À Universidade Federal de Viçosa (UFV) e aos Departamentos de
Engenharia Agrícola e de Solos, pelas condições de realização deste trabalho.
Ao Professor Antonio Matos, pela preciosa orientação, pelo estímulo e
pela disponibilidade, o que foi fundamental para o sucesso deste trabalho.
Aos meus pais Paulo e Norma, por tudo aquilo que eles representam na
minha formação não só profissional, mas, principalmente, pessoal; agradeço a
eles pelos puxões de orelha e pelas palavras de apoio que me estimularam a
chegar até aqui.
Aos meus irmãos Lilian, Vinícius e Luis Paulo, pelo companheirismo e
pelas alegrias.
Aos meus avós Moysés, Francisca e Maria, pelo carinho demonstrado
em cada dia de nosso convívio.
Aos meus tios, pela participação, com tanto otimismo, nesta caminhada.
A Giselly e Márcia, pela amizade e pela colaboração na execução do
experimento e das análises.
Aos meus colegas Sandro, Ricardo e Raimundo Gomes, pelo valioso
auxílio na execução do experimento.
iii
A Paulo Gabriel, Odair, Nelci e Marcelo, pela amizade, pelo carinho e
pela paciência.
Aos Professores Maurício Fontes, Mauro Martinez, Eduardo Mendonça e
Márcio Mota, pelas contribuições e pelas sugestões.
Aos funcionários do Departamento de Engenharia Agrícola Antônio,
Carlos e Gilberto, pela força física e moral, sem o que não teria sido possível a
realização deste trabalho.
Aos funcionários do Departamento de Solos José Francisco, Carlos
Henriques e Carlos Cotréia, pela disponibilidade, pela paciência e pela
dedicação.
iv
BIOGRAFIA
VIVIANE DOS SANTOS BRANDÃO, filha de Paulo Norberto Bueno
Brandão e Norma dos Santos Brandão, nasceu na cidade do Rio de Janeiro,
RJ, no dia 28 de agosto de 1974.
Em maio de 1992, iniciou o Curso de Graduação em Agronomia na
Universidade Federal Rural do Rio de Janeiro, em Seropédica, RJ, graduandose em março de 1997.
Em março de 1997, iniciou o Curso de Mestrado em Engenharia
Agrícola, concentrando seus estudos na área de concentração em Irrigação e
Drenagem, na Universidade Federal de Viçosa, em Viçosa, MG.
v
CONTEÚDO
Página
EXTRATO ................................................................................................
vii
ABSTRACT .............................................................................................
ix
1. INTRODUÇÃO ....................................................................................
1
2. REVISÃO DE LITERATURA ...............................................................
4
2.1. Produção de resíduos em granjas suinícolas ..............................
5
2.2. Caracterização das águas residuárias de suinocultura ...............
7
2.3. Poluição decorrente da disposição inadequada das águas
residuárias de suinocultura no meio ambiente ............................
10
2.4. Legislação ambiental vigente .......................................................
15
2.5. Tratamento das águas residuárias ...............................................
17
2.5.1. Filtração .................................................................................
17
2.5.1.1. Filtração rápida ................................................................
18
2.5.1.2. Filtração lenta ...................................................................
20
2.5.2. Sentido do fluxo .....................................................................
21
2.5.3. Eficiência do tratamento .........................................................
22
2.5.4. Uso de filtros no tratamento das águas residuárias de
suinocultura ............................................................................
24
3. MATERIAL E MÉTODOS ....................................................................
26
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO ...........................................................
34
5. RESUMO E CONCLUSÕES ...............................................................
50
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ........................................................
53
APÊNDICE ..............................................................................................
58
vi
EXTRATO
BRANDÃO, Viviane dos Santos, M.S., Universidade Federal de Viçosa,
dezembro de 1999. Tratamento de águas residuárias de suinocultura
utilizando filtros orgânicos. Orientador: Antonio Teixeira de Matos.
Conselheiros: Maurício Paulo Ferreira Fontes e Mauro Aparecido Martinez.
A suinocultura moderna é uma atividade pecuária sabidamente
concentradora de dejetos em pequenas áreas, em razão da produção em
regime de confinamento dos animais. Para remoção de poluentes de águas
residuárias, podem ser empregados processos físicos, químicos e biológicos.
Os processos físicos, como a filtração, podem ser utilizados como alternativa
de grande eficiência na remoção de sólidos totais em suspensão e,
dependendo do material filtrante, até dissolvidos. Por ser a água residuária de
granjas suinícolas muito rica em sólidos em suspensão e dissolvidos, o uso de
filtros convencionais de areia não é recomendável, sendo, por isso, necessário
o estudo de materiais alternativos. A utilização de material que seja subproduto
de atividades agropecuárias e industriais é interessante, considerando-se a sua
abundância, as dificuldades para sua disposição no ambiente e o seu baixo
custo de aquisição. Como material filtrante para o tratamento de águas
residuárias da suinocultura, foram utilizados a casca de arroz, a casca de café,
o bagaço de cana-de-açúcar, o sabugo de milho triturado, a serragem de
madeira e o fino de carvão vegetal. Para caracterização do material dos filtros,
vii
determinaram-se a massa específica, o pH e a sua composição química. As
colunas de filtragem foram constituídas de tubos de PVC de 100 mm de
diâmetro e comprimento de 600 mm. O material filtrante foi acondicionado nas
colunas até atingir a altura de 500 mm, sofrendo compressão de 12.490 N m-2.
O experimento foi arranjado em delineamento em blocos inteiramente
casualizados, sendo constituído de seis tratamentos (seis materiais filtrantes) e
quatro repetições. Foram avaliadas as alterações químicas e físicas ocorridas
tanto no material filtrante como na água residuária, em função do volume de
poros efluentes das colunas, além da eficiência de remoção de poluentes. As
análises químicas e físicas foram realizadas em amostras dos efluentes
coletadas a cada 1,5 L, até um total de 15 L, e posteriormente convertidas em
volume de poros efluente. Houve remoção de mais de 90% dos sólidos
sedimentáveis e de, aproximadamente, 37% do Cu presente na água
residuária, independentemente do material orgânico empregado como filtro. Os
materiais filtrantes que apresentaram maior capacidade de retenção de
poluentes foram o bagaço de cana-de-açúcar e a serragem de madeira.
viii
ABSTRACT
BRANDÃO, Viviane dos Santos, M.S., Universidade Federal de Viçosa,
December 1999. Treatment of pig wastewater using organic filters.
Adviser: Antonio Teixeira de Matos. Adviser: Antonio Teixeira de Matos.
Committee Members: Maurício Paulo Ferreira Fontes and Mauro Aparecido
Martinez.
The modern swine breeding is an activity well-know concentrater of
dejections in small areas, in reason of the production in regime of confinement
of the animals. For the removal of pollutings of wastewaters, physical, chemical
and biological processes can be used. The physical processes, as the filtration,
they can be used as alternative of great efficiency in the removal of total solids,
in suspension and, depending the use material, until dissolved. Wherein the
liquid swine manure of farms very rich in solids in suspension and dissolved, the
use of conventional sand filters is not advisable, for this reason, it’s necessary
the study of alternative materials. The use of materials that they are subproducts of agricultural and industrial activities is interesting considering its
abundance, the difficulties for its disposition in the atmosphere and the low
acquisition cost. As filtering material, for the pig wastewater treatment were
used the husk of rice, the husk of coffee, the sugar-cane trash, the
trituredcorncob, the wood sawdust and the fine of vegetable coal. For the
material characterization of the filters were determined the specific mass, the
ix
pH and the chemical composition were determined. The columns of filtration
were constituted by tubes of PVC of 100 mm diameter and of 600 mm length.
The filtering material was conditioned in the columns until reaching the height of
500 mm, submitted compression of 12490 N m-2. The experiment was arranjed
in a randomized complete block design, and constituted by 6 treatments (6
filtering materials) and 4 repetitions. Chemical and physical alterations were
appraised, both in the filtering material and in the pig wastewater, in function of
the volume of pores effluent of the columns, besides the efficiency of pollutings
removal. The chemical and physical analyses were accomplished in samples of
the effluent collected each 1,5 L, until a total of 15 L, and later on converted for
volume of pores effluent. There was removal of more than 90% of the
sedimentable solids and about 37% of the present Cu in the pig wastewater,
independent of the organic material employee as filter. The sugar-cane trash
and the sawdust wood showed larger capacity of pollutings retention.
x
1. INTRODUÇÃO
A suinocultura moderna é uma atividade pecuária conhecidamente
concentradora de dejetos em pequenas áreas. A produção e o acúmulo de
grande quantidade de resíduos nas granjas suinícolas fazem com que essa
atividade tenha elevado potencial poluidor do solo, do ar e da água.
O potencial poluidor das águas residuárias de suinocultura está
relacionado com a presença de sólidos em suspensão e dissolvidos, matéria
orgânica, nutrientes (nitrogênio e fósforo, dentre outros), patógenos, metais
pesados e sais diversos.
O volume total de água residuária no sistema de produção depende da
quantidade de água desperdiçada nos bebedouros e do volume de água usada
na limpeza das instalações. Quanto maior for esse volume, tanto maiores
serão os custos agregados a essa atividade.
A crescente preocupação da sociedade com questões ambientais,
plenamente justificada perante a degradação dos recursos naturais do planeta,
vem forçando os governantes a tomarem atitudes disciplinadoras e
fiscalizadoras para o exercício de atividades potencialmente poluidoras. Assim,
nos últimos 15 anos, muita atenção passou a ser dada à necessidade de
desenvolvimento tecnológico com vistas à disposição dos resíduos gerados por
animais, de forma a causar o mínimo impacto sobre o ambiente.
A legislação ambiental vigente determina que, no caso de lançamento
de efluentes em cursos d’água, a DBO5 a 20°C deve ser de no máximo
1
60 mg L-1. Este limite somente poderá ser atingido, ou mesmo ultrapassado,
caso a eficiência do sistema de tratamento seja maior que 85% em termos de
redução de DBO e, ainda, quando o efluente lançado não alterar os padrões de
qualidade ou classificação do curso d’água (VON SPERLING et al., 1995).
Com os intuitos de amenizar o impacto ambiental provocado pelo
descarte dos resíduos das granjas suinícolas e reduzir os custos de
implantação e de operação dos sistemas de tratamento, inúmeras alternativas
têm sido estudadas. Considerando o valor fertilizante dos dejetos de suínos,
que possuem, em média, 0,60 dag kg-1 de nitrogênio, 0,25 dag kg-1 de fósforo
e 0,12 dag kg-1 de potássio (OLIVEIRA, 1993), o seu aproveitamento na
fertirrigação de culturas agrícolas tem levado ao aumento de produção e
produtividade. O uso deles como fonte de N para produção de compostos
orgânicos tem, também, sido utilizado com sucesso (MATOS et al.,1998).
Dentre as formas alternativas de remoção de poluentes presentes nas
águas residuárias está a filtração. A ação mecânica de eliminação dos sólidos
em suspensão por filtração está baseada no princípio de que um meio poroso
pode reter impurezas de dimensões menores do que as dos poros da camada
filtrante (POVINELLI e MARTINS, 1973). No entanto, esses mecanismos de
remoção são temporários ou finitos, tendo em vista a obstrução gradativa dos
poros do leito filtrante, com o conseqüente aumento da perda de carga no filtro.
Por ser a água residuária de granjas suinícolas muito rica em sólidos em
suspensão e dissolvidos, o uso de filtros convencionais de areia não é
recomendável, dados a sua rápida colmatação superficial e o impedimento ao
fluxo normal da água residuária. Por essa razão, torna-se necessário o uso de
materiais filtrantes que sejam passíveis de sistemáticas trocas nas colunas e
que não venham a constituir nova fonte de poluição ambiental. A utilização de
materiais capazes de absorver/adsorver solutos e reter sólidos em suspensão
e que sejam subprodutos de atividades agropecuárias e industriais torna-se
opção interessante, dados a sua abundância, o seu baixo custo de aquisição e
o fato de serem resíduos que podem ser dispostos de forma harmônica no
ambiente.
Resíduos orgânicos como a casca de arroz, a casca de café, o bagaço
de cana-de-açúcar, o sabugo de milho, a serragem de madeira e o fino de
carvão vegetal podem constituir importante opção de material filtrante para uso
2
no tratamento de águas residuárias de suinocultura. Após suplantada a
capacidade filtrante desses materiais, a eficiência de tratamento deverá
diminuir, o que tornará necessária a substituição do filtro em intervalos
definidos de tempo. Os materiais filtrantes utilizados, ou seja, saturados de
material absorvido, adsorvido ou simplesmente retido em seus poros,
constituem lotes de material a ser compostado, podendo produzir, ao final do
período de maturação, adubo orgânico de considerável valor fertilizante.
Diante do exposto, o presente trabalho enfocou o tratamento das águas
residuárias provenientes da suinocultura, tendo como objetivo avaliar as
alterações químicas e físicas ocorridas tanto no material filtrante quanto na
água residuária, bem como determinar a eficiência de remoção de poluentes da
água residuária de suinocultura.
3
2. REVISÃO DE LITERATURA
A partir da segunda metade da década de 70, a atividade suinícola em
Minas Gerais, principalmente na região da Zona da Mata, sofreu grande
expansão com o crescimento das granjas então existentes e a implantação de
inúmeros projetos novos (MINAS GERAIS, 1995).
A suinocultura moderna é uma atividade pecuária conhecidamente
concentradora de dejetos em pequenas áreas, em razão da produção em
regime
de
confinamento
dos
animais.
No
Brasil,
esta
atividade
é
predominantemente explorada em pequenas propriedades. Cerca de 81,7% do
plantel de suínos é criado em unidades de até 100 ha (Fundação Instituto
Brasileiro de Geografia e Estatística,1983, citada por OLIVEIRA, 1993).
O rebanho mundial de suínos em 1989, segundo dados estimados pela
FAO (Food and Agriculture Organization), das Nações Unidas, era de 842.220
mil cabeças, com uma produção de 65.518 mil toneladas de carne. Em 1989, o
plantel suinícola brasileiro era constituído de um rebanho efetivo de 28 milhões
de cabeças, contribuindo com cerca de 3,32% do total mundial. Nesse período,
a produção brasileira alcançou o patamar de 1 milhão de toneladas de carne,
colocando o país na 14a posição, com 1,53% da produção mundial. O Brasil,
em termos de produtividade, ocupa a 4a posição no "ranking" mundial, segundo
dados da FAO de 1989, citada por OLIVEIRA (1993).
Até a década de 70, os dejetos de suínos não constituíam fator
preocupante com relação à sua disposição no meio ambiente, pois os animais
4
eram criados extensivamente, o que possibilitava sua automática distribuição
no campo ou, quando se recolhiam, os dejetos eles eram utilizados como
adubo orgânico (OLIVEIRA, 1993; PERDOMO, 1995). Como conseqüência da
intensificação da produção suinícola, houve aumento do volume de dejetos
produzidos por unidade de área, o que tem gerado problemas de manejo,
armazenamento, distribuição, tratamento ou disposição no solo, aumentando,
com isso, os custos operacionais da atividade.
2.1. Produção de resíduos em granjas suinícolas
A quantidade de dejetos de suínos produzidos por dia por um animal
adulto corresponde, aproximadamente, à quantidade produzida por seis a oito
pessoas (LOURES, 1998).
A quantidade total de resíduos líquidos produzidos varia de acordo com
o desenvolvimento ponderal dos animais. A produção diária de dejetos varia de
6 a 8% do peso corporal do animal (LOEHR, 1984). No Quadro 1 estão
apresentados os valores de produção média para diferentes fases do ciclo de
produção de suínos.
Quadro 1 – Produção média diária (d) de resíduos em granjas suinícolas
Fase do ciclo de produção
Dejeto
Dejeto+ urina
Águas residuárias
kg d-1
kg d-1
L d-1
Suínos de 25-100 kg
2,30
4,90
7,00
Porcas em gestação
3,60
11,00
16,00
Porcas em lactação
6,40
18,00
27,00
Macho
3,00
6,00
9,00
Creche
0,35
0,95
1,40
Média
2,35
5,80
8,60
Fonte: OLIVEIRA (1993).
5
O volume de águas residuárias produzido nos sistemas de criação de
suínos não depende, exclusivamente, das quantidades de dejeto e urina
produzidos pelos animais, dependendo também da quantidade de água
desperdiçada nos bebedouros e do volume de água utilizados na higienização
das edificações e dos animais.
O consumo total de água pelos suínos depende de fatores como
tamanho corporal, tipo de dieta, temperatura do ambiente, saúde e diferenças
individuais. Em situações livres de estresse, a ingestão diária corresponde a 5
ou 6% do peso corporal do animal. No Quadro 2 estão apresentadas as
exigências de água por suínos, de acordo com a fase do ciclo de produção. O
aumento do consumo de água é acompanhado de maior perda de água pela
urina (PERDOMO, 1995). Em termos gerais, de cada litro de água ingerido por
um suíno resulta 0,6 a 0,7 L de urina (LOEHR, 1984).
Quadro 2 – Exigências de água pelo animal de acordo com a fase do ciclo de
produção
Exigências (L animal-1 dia-1)
Fase do ciclo de produção
Mínima
Máxima
Leitão lactente
0,1
0,5
Creche
1,0
5,0
Suínos 25-50 kg
4,0
7,0
Suínos 50-100 kg
5,0
10,0
Porcas em gestação
20,0
35,0
Porcas em lactação
15,0
23,0
Cachaços
10,0
15,0
Fonte: PERDOMO (1995).
OLIVEIRA (1994), comparando o consumo de água por suínos em
crescimento e terminação, nos bebedouros dos tipos nível e chupeta, concluiu
que o bebedouro tipo nível apresentou desempenho superior, gastando 2,32
6
vezes menos água do que o tipo chupeta, sem ocorrer interferência no ganho
de peso diário dos animais.
A pressão adequada para o acionamento do bebedouro não deve
exceder a 0,5 kgf cm-2 no tipo taça, usado para leitões na maternidade; e a 1
kgf cm-2 no tipo chupeta, utilizado para leitões em creche. Pressões baixas ou
altas demais aumentam o desperdício.
O consumo de água para limpeza em sistemas de produção de suínos,
segundo Sobestiansky, citado por OLIVEIRA (1994), é de 6 L porca-1 dia-1 e
2 L animal-1 dia-1 na terminação. Esse consumo é considerado elevado,
aumentando, consideravelmente, o volume de águas residuárias produzido.
Uma das soluções alternativas para reduzir o consumo de água são a
limpeza a seco e o uso de piso ripado em pocilgas. Nesse caso, a freqüência
de limpeza passa a ser menor, e o uso de água se faz necessário somente na
saída do lote de animais das pocilgas. Dessa forma, as quantidades de
efluente produzidas nas edificações podem ser reduzidas, primeiro, pela
redução das perdas de água (desperdícios) e, segundo, pela redução do
consumo desnecessário de água em função da dieta.
A região da Zona da Mata mineira, que possui um plantel de
aproximadamente 30.000 matrizes de suínos de raças especializadas, enfrenta
problemas com o volume das águas residuárias produzidas pelos animais, em
sistema de confinamento (SEDIYAMA et al., 1995). Com base nos índices de
produção média de águas residuárias por matriz em produção, apresentados
por KOZEN et al. (1997), pôde-se calcular que a quantidade de águas
residuárias produzidas na Zona da Mata era cerca de 2.691 m3 d-1.
2.2. Caracterização das águas residuárias de suinocultura
Segundo Kozen, citado por CHATEAUBRIAND (1988), os dejetos de
suínos apresentam grandes variações nas composições mineral e orgânica,
dependendo do tipo de exploração, da alimentação dos animais e da forma
como os dejetos são manuseados e armazenados. Em relação aos dejetos
sólidos e, mais precisamente, em comparação com fertilizantes minerais,
observou-se que eles apresentam menores concentrações de nutrientes totais.
7
A relativamente baixa concentração de nutrientes nas águas residuárias
aumenta os custos de armazenamento, transporte e aplicação por unidade de
nutriente, limitando sua utilização econômica como fertilizante para áreas
próximas à sua produção (SCHERER e BALDISSERA, 1994).
Conforme já comentado, a constituição química dos dejetos de suínos é
muito variável. No que se refere às águas residuárias produzidas, essa
variação se amplia ainda mais, uma vez que está também condicionada à
forma de manejo dos dejetos e à quantidade de água incorporada a eles. No
Quadro 3 está mostrada a composição média das águas residuárias da
suinocultura, segundo apresentado por diversos autores.
SCHERER et al. (1995) verificaram grande diferença entre os sistemas
de criação, tanto no teor de matéria seca quanto na concentração de
nutrientes. As maiores concentrações de nutrientes foram observadas no
esterco das unidades de terminação e de ciclo completo e as menores,
naquelas provenientes de esterqueiras de maternidade. Segundo esses
mesmos autores, existe estreita relação entre o teor de matéria seca do
esterco e sua qualidade fertilizante, principalmente nas concentrações de
nitrogênio e fósforo.
Aproximadamente, dois terços do nitrogênio, um terço do fósforo e
quase 100% do potássio encontram-se na água residuária na forma mineral,
isto é, numa forma prontamente assimilável pelas plantas.
Em águas residuárias de suinocultura, parte do nitrogênio encontra-se
na forma amoniacal e a maior parte está na forma orgânica, exigindo que
ocorra a mineralização para que seja disponibilizado para as plantas.
Entretanto, para maior aproveitamento do nitrogênio, as preocupações devem
estar voltadas para a redução das perdas de N-NH3 por volatilização e de NNO3- por lixiviação. A utilização de doses elevadas de resíduos orgânicos
poderá causar aumento no potencial de denitrificação, favorecida pela
lixiviação de nitratos para zonas do perfil do solo com baixos teores de
oxigênio (SCHERER e BALDISSERA, 1994).
A disponibilidade de N no dejeto deve ser conhecida de maneira a
planejar práticas de aplicação que maximizam o valor fertilizante da água
residuária enquanto minimizam os impactos ambientais adversos.
8
Quadro 3 – Composição média da matéria seca de águas residuárias de
suinocultura
Componentes
(1)
(2)
(3)
(4)
(5)
(6)
(7)
pH
6,50
7,60
8,40
-
7,80
-
-
Relação C/N
8,35
-
-
-
-
10,10
-
C (dag kg-1)
36,56
-
-
-
-
21,31
-
N (dag kg )
4,38
4,45
28,22
11,84
7,15
2,10
8,80
P (dag kg-1)
1,41
3,08
2,50
2,45
2,65
2,11
2,30
K (dag kg-1)
4,10
1,73
13,39
7,76
1,29
0,48
4,10
Na (dag kg-1)
-
-
-
-
0,24
-
-
Ca (dag kg-1)
4,16
-
-
-
7,42
6,52
2,00
Mg (dag kg-1)
1,00
-
-
-
2,63
0,63
1,00
S (dag kg )
0,71
-
-
-
1,30
0,55
-
Fe (dag kg-1)
-
-
0,19
0,28
0,24
0,37
-
Mn (mg kg-1)
-
-
-
-
1454
484
400
Cu (mg kg-1)
-
-
167
735
1560
958
90
Zn (mg kg-1)
-
-
-
-
1771
303
800
B (mg kg-1)
-
-
-
-
1011
-
-
-1
-1
Fonte: (1) CHATEAUBRIAND (1988), (2) CLAUBEY et al. (1994), (3)
EDWARDS e DANIEL (1993), (4) EDWARDS e DANIEL (1994), (5) KOZEN et
al. (1995), (6) MATOS et al. (1998) e (7) WARMAN (1986).
9
No caso do fósforo, a sua combinação com compostos orgânicos e sua
mineralização gradual durante o ciclo da cultura fazem com que ele permaneça
no solo menos sujeito às reações de adsorção e fixação aos óxidos de ferro e
de alumínio. Além disso, podem os ácidos orgânicos dos dejetos competir com
os íons fosfatados pelos sítios de adsorção dos argilominerais, mantendo no
solo maior disponibilidade de fósforo para as plantas (Scherer, citado por
SCHERER e BALDISSERA, 1994).
Com demanda química de oxigênio (DQO) superior a 30.000 mg L-1, a
água residuária de suinocultura, quando lançada em corpos d’água, pode
proporcionar redução na quantidade de oxigênio nela dissolvido, podendo
atingir valores inferiores às necessidades da fauna aquática e provocar a morte
de peixes e outros seres vivos (SCHERER et al., 1995).
LOURES (1998) apresentou uma análise da composição média de
efluente de 11 suinoculturas. Os valores de DQO variaram entre 10.000 e
136.344 mg L-1, sendo a média de 14.609,6 mg L-1, enquanto na demanda
bioquímica de oxigênio (DBO) a média foi de 14.094,1 mg L-1. Com relação à
concentração de sólidos, o referido autor encontrou valores médios de
285 mL L-1 e 5.745 mg L-1, respectivamente em sólidos sedimentáveis (SP) e
em suspensão (SS).
2.3. Poluição decorrente da disposição inadequada das águas residuárias
de suinocultura no meio ambiente
Apesar do importante papel da suinocultura, dos pontos de vista social e
econômico, sua exploração é considerada pelos órgãos de controle ambiental
como atividade potencialmente causadora de degradação ambiental. Isso se
deve ao lançamento direto de águas residuárias sem tratamento prévio nos
cursos d’água, transformando-se em fonte poluidora dos mananciais de água,
fator de risco para a saúde animal e a humana e obstáculo da suinocultura
como atividade econômica (PERDOMO, 1995; OLIVEIRA, 1994).
Anualmente, no Estado de Santa Catarina, são produzidos 10 milhões
de m3 de águas residuárias provenientes da exploração suinícola. Como a
maior parte desse resíduo não é tratada, cerca de 85% das fontes de água das
regiões produtoras estão poluídas e, ou, contaminadas, em razão do
10
lançamento das águas residuárias nos mananciais (CARMO JÚNIOR et al.,
1999).
Além da poluição das águas superficiais e subterrâneas, outros riscos
potenciais para o ambiente, pela aplicação de doses inadequadas de resíduos
orgânicos, são salinização do solo, poluição do solo e plantas com metais
pesados, efeitos prejudiciais à estrutura e macroporosidade do solo e da
contaminação de homens e animais por agentes patogênicos provenientes dos
dejetos (MATOS e SEDIYAMA, 1995).
O aumento dos teores de NPK das águas superficiais pode promover o
crescimento de plantas aquáticas e algas, promovendo o fenômeno da
eutrofização (Weller e Willetts, citados por MATOS e SEDIYAMA, 1995).
A taxa de aplicação de águas residuárias de suinocultura usadas para
produção agrícola deve ser suficiente para suprimento adequado de nutrientes,
mas não deve provocar riscos de poluição do solo e das águas superficiais e
subterrâneas.
Na prática de utilização das águas residuárias de suinocultura como
fertilizante agrícola, o elemento que exige maior cuidado, por estar sujeito à
maior lixiviação no solo, é o nitrogênio (SCHERER e BALDISSERA, 1994).
Enquanto o nitrogênio estiver na forma de cátion amônio, a possibilidade de
sua perda por lixiviação é baixa. Entretanto, em condições normais de solo
cultivado, o amônio é oxidado a nitrato, íon de carga negativa, que se move
mais livremente com a água do solo. A lixiviação pode ocorrer se o nitrato
estiver presente em grandes quantidades no solo antes do plantio quando a
cultura não estiver utilizando esse nutriente com rapidez ou, ainda, quando a
irrigação ou a chuva excederem a capacidade de retenção do solo e o
requerimento de água pela cultura (LOEHR, 1984; OLIVEIRA, 1993).
Segundo OLIVEIRA (1993), os teores de nitrato, detectados nas águas
subterrâneas de solos tratados durante muitos anos com altas taxas de águas
residuárias de suinocultura (160 m3 ha-1), foram 10 vezes maiores do que os
encontrados em solos não-tratados.
A cada aplicação de resíduos no solo, o teor de sais, principalmente de
Na, K e bicarbonatos, tende a aumentar, já que as fezes e a urina são ricas em
sais, o que pode tornar-se prejudicial ao desenvolvimento das plantas (Gianelo
e Ernani, citados por MATOS e SEDIYAMA, 1995; SUTTON et al.,1986).
11
Dentre os metais pesados, o cobre e o zinco têm sido motivos de maior
preocupação, uma vez que são importantes componentes do suplemento
dietético de rações e de formulações de antibióticos (SCHERER e
BALDISSERA, 1994), aumentando os riscos de contaminação ambiental.
Os dejetos suínos possuem grande número de microrganismos
patogênicos ao homem, porém evidências indicam que o ambiente do próprio
resíduo e o ambiente do solo não são adequados à sua sobrevivência, sendo
por isso considerado, por LOEHR (1984), um problema pouco crítico.
O transporte de poluentes por escoamento superficial depende de
fatores como taxa de aplicação, intervalo de tempo entre a aplicação e a
primeira precipitação e intensidade da chuva, bem como de outros fatores
como condições do solo e de cobertura vegetal. Geralmente, concentração e
transporte por escoamento superficial de nitrogênio, fósforo, demanda química
de oxigênio (DQO), sólidos em suspensão (SS) e condutividade elétrica (CE)
estão diretamente correlacionados com as taxas de aplicação das águas
residuárias. Ao contrário, intensidades de chuva maiores tendem a diminuir a
concentração desses constituintes das águas residuárias, indicando diluição
dos constituintes suspensos ou dissolvidos (Khaleel et al., citados por
WESTERMAN et al., 1987; EDWARDS e DANIEL, 1993).
WESTERMAN et al. (1987) avaliaram, durante um período de quatro
anos, a qualidade da água de escoamento superficial e as propriedades
químicas do solo cultivado com Festuca arundinacea (L. Schreb.), utilizando-se
fertilizante mineral (201:34:65 kg ha-1 ano-1 de N:P:K, respectivamente), águas
residuárias de suinocultura na forma bruta (670 kg ha-1 ano-1 de N) e efluentes
de lagoas de estabilização (1.200 e 600 kg ha-1 ano-1 de N). A concentração de
N-NO3-, à profundidade de 200 cm, foi maior no tratamento com aplicação de N
como efluente de lagoa (1.200 kg ha-1 ano-1 de N) e água residuária de
suinocultura, seguidos da aplicação de efluente de lagoa com 600 kg ha-1 ano-1
de N e do fertilizante comercial, com a ressalva de que este último não diferiu
do tratamento-testemunha. Análises de N-NO3- no solo e na água de
escoamento superficial indicaram que as taxas aplicadas de efluente de lagoa
de estabilização com 1.200 kg N ha-1 ano-1 e água residuária (670 kg ha-1 ano-1
de N) e, talvez, o efluente de lagoa com 600 kg N ha-1 ano-1 forneceram N em
excesso.
12
Esses autores verificaram que o risco de poluição de águas superficiais
e subterrâneas está diretamente associado às taxas de aplicação utilizadas.
Verificaram ainda que a contaminação da água de escoamento superficial foi
maior quando a precipitação ocorreu logo após a aplicação do dejeto ou do
fertilizante.
WESTERMAN et al. (1985) observaram aumento da concentração de
nutrientes nas águas escoadas superficialmente de parcelas cultivadas com
Cynodon dactylon (L. Pers.), irrigadas com efluente de lagoa, quando
comparada com as concentrações típicas de águas de chuva escoadas
superficialmente de áreas agrícolas, embora o volume de água e a massa de
nutrientes transportados fossem pequenos. Esses autores verificaram
movimento de N-NO3- para água subterrânea e acúmulo de P no solo.
KING e MORRIS (1974) recomendaram fazer aplicação de águas
residuárias de suinocultura em áreas que disponham de cultura em
crescimento, a fim de aumentar as taxas de absorção, evaporação e
transpiração e evitar a erosão do solo. A cultura deve ser colhida
periodicamente para haver remoção dos nutrientes presentes, sendo por isso
ideal a aplicação em capineiras.
MATOS et al. (1997) não verificaram diferença significativa entre as
concentrações médias de N, K e Na dos perfis do solo que receberam águas
residuárias de suinocultura, em taxas de até 200 m3 ha-1, e o solo-testemunha,
revelando que a vegetação foi capaz de absorver grandes quantidades desses
nutrientes, imobilizando-os na forma de biomassa e, por conseqüência,
tornando-os poucos suscetíveis à lixiviação do solo.
SHARPLEY et al. (1990), avaliando o impacto, no longo prazo, da
aplicação de dejetos de suínos e de aves em três solos do oeste de Oklahoma,
não constataram efeito significativo sobre as propriedades físicas e sobre o pH
do solo. Contudo, verificaram aumentos médios de duas e nove vezes na
concentração de P-total e P-disponível, respectivamente, nos 50 cm
superficiais do solo. Isso representou aumento de 27 kg P ha-1 para cada 100
kg P ha-1 adicionado como dejeto. Ao contrário do P, aumentos não
consistentes na concentração de N e K na superfície do solo foram
observados, embora ligeiro acúmulo de N e K tenha sido verificado em
profundidades maiores do que 150 cm. Isso se deve, provavelmente, à maior
13
mobilidade desses elementos no solo e à remoção de N e K das camadas
superficiais com a colheita da forragem.
KING et al. (1985) verificaram, em experimento com irrigação de
efluente de lagoa da suinocultura em Cynodon dactylon L. Pers., que as
concentrações de nitrato no solo foram maiores quando a taxa de aplicação foi
de 1.340 kg ha-1 ano –1 de N e se equivaleram quando as taxas foram de 670 e
335 kg ha-1 ano
–1
de N. A recuperação do N aplicado foi estimada pela
combinação das quantidades acumuladas no solo e removidas pela cultura.
Para altas taxas, 56% do N aplicado não foi removido pela cultura, constituindo
as perdas ou o aumento da concentração no solo. Para esses autores, vários
mecanismos de perda podem ter ocorrido: volatilização de NH3 e denitrificação,
tendo sido verificado poucas evidências de lixiviação no solo. Evidências de
movimento de P para profundidades de até 60 cm foram observadas.
Concentrações de Ca e Mg na superfície do solo foram baixas em comparação
com as de Na, K e NH4. O pH do solo foi proporcionalmente reduzido com a
redução da taxa de aplicação. A concentração de matéria orgânica no solo não
foi afetada pelos tratamentos, no período de estudo de seis anos. Os dados de
concentração de nitrato no perfil do solo indicaram possível poluição das águas
subterrâneas durante o uso de altas (1.340 kg ha-1 ano-1 de N) e,
possivelmente, médias (670 kg ha-1 ano-1 de N) taxas de aplicação de águas
residuárias.
EVANS et al. (1984) verificaram que a aplicação de nutrientes, além da
capacidade de utilização da cultura, resultou em transporte de nutriente na
água de drenagem subsuperficial, sendo as concentrações de N-NO3- de 6, 18
e 27 mg L-1, para taxas de aplicação de 325, 650 e 1.300 kg ha-1 ano-1 de N,
respectivamente. Esses valores representaram aplicações de N de uma, duas
e quatro vezes a taxa geralmente recomendada para adubação de Cynodon
dactylon L. Pers. As aplicações de N tanto em taxas médias como altas
resultaram em concentrações de N-NO3- na água de drenagem subsuperficial
que poderiam, potencialmente, contaminar os cursos d’água e as águas
subterrâneas, porque ultrapassam o padrão de potabilidade da água, que é de
10 mg L-1 de N-NO3-. Embora os solos fixassem P, houve evidências de
movimento de P na água de drenagem no quinto ano de aplicação das mais
altas taxas de águas residuárias de suinocultura.
14
2.4. Legislação ambiental vigente
A proteção ambiental no Brasil é exercida, levando-se em conta uma
série de leis, decretos e portarias. A lei ambiental mais recente, no Brasil, é a
Lei n° 9.605, de 12 de fevereiro de 1998, que regulamenta as atividades
ligadas ao meio ambiente. É conveniente esclarecer que existe, em nível
federal, uma legislação pertinente que deve ser observada, embora em cada
estado ou município possa haver legislação complementar (LOURES, 1998).
O Conselho Estadual de Política Ambiental do Estado de Minas Gerais
editou Deliberação Normativa que estabelece normas para o licenciamento e o
controle da atividade de suinocultura. O processo de licenciamento e controle
da atividade de suinocultura segue os critérios gerais para proteção,
conservação e melhoria do meio ambiente, fixados pela Lei Estadual n° 7.772,
de 8 de setembro de 1980. Isso significa que as atividades de suinocultura
devem submeter-se ao processo ordinário de licenciamento na Fundação
Estadual do Meio Ambiente (FEAM). Esse licenciamento está vinculado à
adoção de medidas de controle ambiental que eliminam ou minimizam os
impactos ambientais causados, especificamente, por esse tipo de atividade.
O único elemento inovador constante da referida deliberação normativa
é a fixação de um prazo de 120 dias para que seja encerrado o lançamento de
efluentes da atividade suinícola fora dos padrões estabelecidos pela
Deliberação Normativa COPAM 010/86. A Deliberação Normativa 010/86
estabelece normas e padrões para a qualidade das águas e o lançamento de
efluentes nas coleções de água (BARACHO JÚNIOR, 1995), sendo uma
complementação da Resolução CONAMA 20/86.
Os limites de concentração de poluentes em efluentes a serem lançados
em corpos hídricos são, segundo as legislações estaduais, os seguintes:
• Demanda bioquímica de oxigênio (DBO). A maior parte dos estados adota o
valor de 60 mg L-1. Vários estados incorporam, também, o conceito de
eficiência de remoção mínima nos casos em que o atendimento ao padrão de
60 mg L-1 não for atendido. Dos estados que utilizam o critério da eficiência, a
maioria adota a eficiência de 80%, com exceção de Minas Gerais, que adota
85%. Esse critério só é aceitável quando o efluente lançado não altera os
15
padrões de qualidade ou a classificação do curso d’água (VON SPERLING,
1995).
• Demanda química de oxigênio (DQO). Apenas dois estados (Minas Gerais e
Alagoas) possuem padrões para DQO, os quais são de 90 mg L-1 e 150 mg L-1,
respectivamente. O padrão de Minas Gerais, 90 mg L-1, é, reconhecidamente,
muito restritivo ao se comparar com o padrão de DBO de 60 mg L-1, uma vez
que dificilmente se verificam em um efluente tratado valores de relação
DQO/DBO menores do que 2. No momento, Minas Gerais está analisando a
adoção de um padrão de eficiência de remoção mínima de 90%.
• Sólidos em suspensão (SS). Minas Gerais adota o valor médio de 60 mg L-1
e máximo de 100 mg L-1, e os demais estados não possuem padrões de
lançamento para SS.
• Nitrogênio total. A Resolução CONAMA 20/86 estabelece padrões de
lançamento para amônia de 5 mg L-1.
• Cobre. A Resolução CONAMA 20/86 estabelece padrões de lançamento de
1 mg L-1. No entanto, o Estado de Minas Gerais estabelece o limite de
0,5 mg L-1.
• Zinco. A Resolução CONAMA 20/86 estabelece padrões de lançamento de
5 mg L-1.
O Estado do Rio Grande do Sul incorporou o princípio de lançamento
por carga, ou seja, quem descarta menores volumes de efluentes tem a
prerrogativa de lançar o efluente com uma concentração de matéria orgânica e
sólidos em suspensão maior, e quem lança maiores volumes de efluentes tem
que descartá-los com menor concentração de matéria orgânica e sólidos em
suspensão (VON SPERLING e NASCIMENTO, 1999).
Na Dinamarca, a legislação ambiental estabelece que produtores com
mais de 30 unidades animais (uma unidade animal equivale a uma vaca leiteira
ou oito suínos em fase de engorda) devem ter tanques com capacidade de
estocagem de águas residuárias por nove meses. Produtores, em outros
países da Europa, têm problemas similares. Na França, por exemplo, a
exigência é de quatro meses.
Na Dinamarca, é aceitável aplicar no solo, por meio de irrigação,
40 kg ha-1 de N durante o período de 1o de setembro a 15 de março, o que
16
corresponde a 500 cm3 de águas residuárias purificadas por hectare, com uma
concentração de 80 mg L-1 de N. Se a parte líquida é tratada de acordo com as
regulamentações dinamarquesas para trabalhos com água de esgoto
(< 8 mg L-1 de N), lançamento direto nos cursos d’água pode ser possível
(HERINKSEN et al., 1998).
2.5. Tratamento das águas residuárias
O tratamento preliminar objetiva apenas a remoção dos sólidos
grosseiros, enquanto o tratamento primário visa à remoção de sólidos
sedimentáveis e à parte da matéria orgânica. Em ambos, predominam os
mecanismos físicos de remoção de poluentes. No tratamento secundário
predominam mecanismos biológicos, e o objetivo é, principalmente, a remoção
de matéria orgânica e, eventualmente, nutrientes (nitrogênio e fósforo). O
tratamento terciário objetiva a remoção de poluentes específicos (usualmente
tóxicos ou compostos não-biodegradáveis) ou, ainda, a remoção complementar
de poluentes não-suficientemente removidos no tratamento secundário. O
tratamento terciário é muito raro no Brasil (VON SPERLING, 1996).
2.5.1. Filtração
O tratamento primário pode ser feito, utilizando-se sedimentadores ou
filtros. A ação mecânica de eliminação dos sólidos nos filtros está baseada no
princípio de que um meio poroso pode reter impurezas de dimensões menores
que os poros da camada filtrante. Ao entrar em operação, as partículas vão
sendo retidas nos poros do meio filtrante, proporcionando seu acúmulo e, com
isso, perda de carga. À proporção que se desenvolve a filtração, os vazios vão
sendo obstruídos pelas partículas, reduzindo o diâmetro dos poros e passando,
por conseguinte, a eliminar partículas de diâmetros cada vez menores
(POVINELLI e MARTINS, 1973). No processo de filtração, além da remoção de
sólidos em suspensão, podem-se remover cor, gosto, odor, ferro e manganês
(STEEL e MCGHEE, 1979).
De acordo com a taxa de infiltração utilizada no filtro, esses sólidos
podem ser classificados como rápidos ou lentos.
17
2.5.1.1. Filtração rápida
A filtração rápida, geralmente, vem acompanhada de processos de
coagulação, floculação, clarificação, filtração e desinfecção Os filtros rápidos
foram desenvolvidos por serem mais adequados para o tratamento de águas
rurais turvas.
As características essenciais de um filtro rápido são as seguintes:
• a turbidez da água não deve exceder a 10 unidades;
• a taxa de filtração é de 120 a 240 m dia-1, ou maior;
• as unidades filtrantes são lavadas por reversão do fluxo, para que ocorra a
remoção de sedimentos retidos no material filtrante.
Um filtro rápido é constituído de uma coluna de material grosseiro, tal
como areia, com altura de 300 mm a vários metros.
A cinética de remoção de partículas menores que os poros do meio
poroso da coluna proporciona retenção gradual do material particulado.
A retenção de partículas em suspensão pode ser aumentada se há uso
de agentes floculantes. Nesse caso, a retenção de partículas é de natureza
química, sendo influenciada por pH, composição iônica da água, idade do floco,
natureza e dosagem do polímero e composição e condição superficial do meio
filtrante. O meio filtrante e as partículas suspensas podem apresentar cargas
que podem inibir ou ajudar a retenção. Essas cargas superficiais podem ser
afetadas pelo pH e pela adição de coagulantes químicos.
À medida que as camadas sucessivas do filtro passam a ficar saturadas
com o material removido, a perda de carga na coluna vai aumentar devido à
restrição ao fluxo.
As partículas de maior diâmetro não tendem a ser retidas nas camadas
mais superficiais dos filtros, proporcionando rápido aumento da perda de carga.
Esse fenômeno fica mais evidente se o meio filtrante apresentar poros de
pequeno diâmetro. Partículas mais finas vão tender a penetrar mais
profundamente em filtros grosseiros, distribuindo melhor, ao longo da coluna, a
restrição ao fluxo e, com isso, produzindo menor perda de carga,
considerando-se igual remoção em idêntico intervalo de tempo. Uma vez que
18
mais profunda penetração é esperada, meios filtrantes grosseiros devem ter
colunas de maior altura.
Pela teoria da filtração, a área exposta do meio filtrante deve ser o
critério de dimensionamento. Entretanto, como essa área é função do tamanho
da partícula e da profundidade da coluna, aumento do diâmetro das partículas
do meio filtrante vai requerer, por compensação, aumento da profundidade da
coluna.
Um meio filtrante ideal deve ser constituído de partículas de diâmetro e
tipo de material que venham proporcionar um efluente em condição satisfatória,
reter um máximo de quantidade de sólidos e ser rapidamente limpo com um
mínimo de água de refluxo de lavagem.
O tamanho do material filtrante deve ser especificado pelo tamanho
efetivo, que pode ser definido como a malha, em mm, da peneira que permite a
passagem de 10% (em peso) do material filtrante. A uniformidade, em termos
de diâmetro, é especificada pelo coeficiente de uniformidade, que é definido
como a razão entre a malha da peneira que permite a passagem de 60% (em
peso) do material filtrante e o tamanho efetivo.
Materiais filtrantes mais finos deverão proporcionar a produção de um
efluente mais depurado, entretanto produzirão, também, maior perda de carga
nas camadas superiores da coluna filtrante, proporcionando, assim, pequeno
período de operação do filtro.
Meios filtrantes mais grosseiros vão permitir mais profunda penetração
do floco, maior volume poroso para remoção e armazenamento de partículas
suspensas, maiores períodos de operação do filtro e mais fácil limpeza por
reversão do fluxo.
Areia é o meio filtrante mais barato e tem sido amplamente utilizada no
tratamento de água com vistas à obtenção de sua potabilidade. Para ser usada
em filtros rápidos, a areia deve ser limpa, dura e resistente e ser
preferencialmente de quartzo ou quartzito. Ela não deve perder mais de 5% de
peso após colocada em ácido hidroclorídrico por 24 horas.
A profundidade da coluna de areia, quando utilizada sozinha, varia de
600 a 700 mm, em muitas aplicações. Na prática, tem sido usado areia com
tamanho de 0,45 a 0,55 mm e com coeficiente de uniformidade entre 1,2 e 1,7.
19
Antracita tem sido usada, em alguns casos, em substituição total ou
parcial da areia e de outros materiais em meios filtrantes.
Além da areia e da antracita, que são os materiais filtrantes de maior
uso, outros materiais localmente disponíveis como o vidro moído, escória,
minérios metálicos, casca de coco desfiada e casca de arroz queimada podem
ser usados como meio filtrante.
O carvão ativado pode ser obtido de lignina, resíduos de papel, pó de
serra e materiais similares, pelo aquecimento em uma retorta e oxidação, ou
“ativação”, por meio de ar ou vapor, a fim de remover hidrocarbonetos, os
quais podem interferir na adsorção de matéria orgânica. O carvão “ativado” é
um material poroso de grande área superficial e propriedades adsortivas, o que
possibilita a retenção de grande quantidade de impurezas da água. Por essa
razão, tem sido aplicado em tanques, a fim de depurar a água em seu
deslocamento no meio aquoso até a sua sedimentação no fundo.
O carvão ativado pode ser utilizado em dimensões menores que
0,075 mm para, dessa forma, apresentar grande superfície específica. Desde
que a adsorção é um fenômeno superficial, o aumento da superfície específica
faz aumentar sua efetividade em remoção de solutos, embora apresente menor
velocidade de sedimentação e seja de mais difícil remoção do meio líquido
(STEEL e MCGHEE, 1979).
Por muitos anos, a taxa de filtração aplicada ficou em torno de
120 m dia-1. Hoje, taxas de 300 a 360 m dia-1 e de até 1.200 m dia-1 têm sido
reportadas como sendo usadas com sucesso na separação de sólidos da água.
Taxas de filtração muito altas tendem a carrear flocos profundamente na
coluna; além disso, podem ser suficientes para desestruturá-los e, com isso,
possibilitar sua saída juntamente com o efluente.
2.5.1.2. Filtração lenta
Filtros lentos têm sido usados no tratamento de água em algumas
cidades, em seqüência a filtros rápidos.
As características de filtros lentos são:
• lenta taxa de infiltração (3 a 6 m dia-1);
20
• necessidade de pré-tratamento da água, principalmente, no tratamento de
água de elevada turbidez, ocasião em que a clarificação prévia é
recomendável;
• necessidade de retirada do material filtrante da coluna durante sua saturação
(não há limpeza por reversão do fluxo).
A ação do filtro lento é muito semelhante à dos filtros rápidos. A menor
taxa de filtração dá à coluna maior eficiência na remoção de bactérias.
A altura da coluna de filtragem varia de 300 a 600 mm, podendo ser a
seleção de material menos rigorosa do que a exigida para filtros rápidos.
Entretanto, a tendência é usar materiais mais finos como filtro. Uma
especificação comumente usada é de tamanho efetivo entre 0,25 e 0,75 mm e
um coeficiente de uniformidade não superior a 3.
Quando a perda de carga alcançar de 1 a 2 m, os filtros de areia lentos
têm, geralmente, seu material filtrante retirado da coluna.
O tempo de uso do filtro depende de fatores como temperatura,
qualidade de água, quantidade de matéria orgânica e incidência luminosa, que
atuam diretamente sobre o desenvolvimento da biomassa microbiana no filtro,
provocando gradativa obstrução dos poros do leito filtrante e aumento da perda
de carga (GOLD et al., 1992). A coluna filtrante, operando a uma taxa de
5 m dia-1, pode ter um período de operação de, geralmente, quatro dias.
A quantidade de areia a ser retirada da coluna depende da profundidade
de penetração das partículas em suspensão. A lavagem da areia deve ser feita,
submetendo-a uma lavagem em água corrente. Após a lavagem, a areia é
recolocada na coluna, por meios manuais ou hidráulicos (STEEL e MCGHEE,
1979).
2.5.2. Sentido do fluxo
Em filtros, a água pode percolar através da camada filtrante no sentido
descendente, o mais comum, ou ascendente.
Em filtros descendentes, a água é admitida por cima e percola no
sentido vertical com a ação da gravidade. Em filtros ascendentes, a direção do
fluxo é a mesma usada na reversão de fluxo de filtros descendentes. A água
deverá passar por camadas compostas de materiais progressivamente mais
21
finos à medida que percola verticalmente, no sentido ascendente, na coluna.
Tais tipos de filtros permitem a maximização na capacidade de armazenamento
de partículas suspensas no filtro e, assim, proporciona maior período de
operação dos filtros.
2.5.3. Eficiência de tratamento
O crescimento de colônias de microrganismos nas partículas pode
proporcionar maior eficiência na remoção de matéria orgânica suspensa, o que
pode ocorrer tanto em filtros lentos como em filtros rápidos. Por essa razão, o
filtro necessita de “amadurecimento” antes de obter a máxima eficiência de
remoção, que demanda alguns dias de operação (STEEL e MCGHEE, 1979).
O amadurecimento dos filtros de areia para atingir a capacidade máxima
é, na maioria das vezes, curto, dentro de poucos meses, mas períodos
superiores a seis meses, aproximadamente, são necessários para alcançar
nitrificação completa (GOLD et al., 1992).
Segundo Kristansen et al., citados por GOLD et al. (1992), durante os
primeiros 6 a 12 meses de utilização do filtro de areia ocorre a retenção dos
nutrientes por adsorção às partículas ou por incorporação na biomassa viva ou
na matéria orgânica morta. No entanto, esses mecanismos parecem ser
somente mecanismos de remoção temporários ou finitos.
Pesquisas têm mostrado que os sistemas de filtro de areia na
Dinamarca removem de 90 a 95% de substâncias orgânicas, 30 a 45% de
nitrogênio e 40 a 60% de fósforo de esgotos domésticos. Em geral, sistemas de
filtros de areia indicaram alta capacidade de remoção de DBO e SS. Eficiências
de purificação são tipicamente superiores a 90%.
A remoção de nitrogênio depende do processo de nitrificação, que
requer bom suprimento de oxigênio, uma vez que se trata de uma reação de
oxidação e, ainda, de zonas anóxicas no filtro com denitrificação, que consiste
de uma reação de redução. A melhor maneira de alcançar boa nitrificação é
usar areia de granulometria grossa.
A remoção de P é afetada pelas propriedades químicas da areia. Em
areia enriquecida com Fe, é possível alcançar eficiências de remoção de 70 a
90% de P em afluente contendo de 10 a 15 mg L-1 de P.
22
A operação descontínua dos filtros, aparentemente, promove purificação
melhor e com maior estabilidade, mas não há regras exatas entre o período de
descanso e a operação do sistema (NIELSEN et al.,1993). Segundo Pell e
Nyberg, citados por NIELSEN et al. (1993), a remoção do fósforo nos filtros de
areia é determinada por diferentes processos. No início do período de
operação, a adsorção removerá altas quantidades de P até que a saturação
seja atingida.
GOLD et al. (1992), avaliando o desempenho de dois tipos de filtros de
areia, constataram que a proporção de N removido foi significativamente
diferente, com média de remoção, para o período de três anos, de 20,4% para
filtros de areia com recirculação e 8,4% para filtros enterrados, de simples
passagem. Ambos os filtros mantiveram o mesmo grau de tratamento aeróbio
com concentração de DBO5 menor que 5 mg L-1 no efluente do filtro. O filtro de
areia com recirculação proporcionou remoção de mais P do que os filtros
enterrados, com remoção média anual de 31,9% para filtro com recirculação e
0,9% para filtros enterrados. Em ambos os filtros, houve redução substancial
do número de indicadores microbiológicos no efluente de tanque séptico.
Durante as amostragens de verão, a concentração média de coliformes fecais
nos efluentes de ambos os filtros aproximou-se dos padrões de potabilidade da
água estabelecidos por RIDEM ("Rhode Island Department of Environmental
Management"), e a concentração de Enterococcus em ambos os efluentes
esteve bem abaixo daquela recomendada pela USEPA ("U. S. Environmental
Protection Agency") para águas marinhas de recreação.
CHECK et al. (1994), avaliando sistema de filtro de areia de fluxo lateral
no tratamento de efluente de tanque séptico, verificaram que o grau de
redução de DBO foi alto, sendo sempre superior a 99%, e a redução de
carbono orgânico total variou entre 86 e 91%. Nesses modelos, a nitrificação
pareceu desenvolver-se depois de um período de três meses. Depois desse
período inicial de operação, houve reduções de amônia superiores a 99,9%.
Contudo, esses autores atribuíram essas reduções na concentração de amônia
às alterações nas formas de nitrogênio, uma vez que houve aumento
proporcional na concentração de nitrato e nitrito em relação ao valor presente
no afluente. A concentração de SS foi, geralmente, inferior a 10 mg L-1, sendo
23
a média de SS do afluente de 147 mg L-1. Isso representou remoção superior a
99%.
FAROOQ et al. (1994) verificaram que a remoção de DBO, DQO,
nitrato, fosfato e sulfato variou de 79 a 92%, 40 a 60%, 17 a 30%, 8,3 a 84% e
5 a 10%, respectivamente, em várias profundidades e granulometrias de areia
mantidas nos filtros.
JOWETT e MCMASTER (1995), usando biofiltros absorventes nãosaturados, constituídos de partículas plásticas, observaram, em ensaio de
campo, remoção de 97,8% de DBO, 96,1% de SS e 99,5% de coliformes fecais
para uma carga de esgoto de 49 cm d-1.
ADACHI e FUCHU (1991), estudando a capacidade de tratamento de
filtros biológicos aerados, encontraram remoção de sólidos em suspensão (SS)
de 85 e 98,5% de esgoto doméstico e de água residuária da produção de
papel, respectivamente.
ELLIS (1987) encontrou remoção de 88% de SS do esgoto doméstico
em filtros lentos de areia.
CHECK et al. (1994), avaliando o tratamento de efluente de tanques
sépticos em sistemas de filtros de areia de fluxo lateral, verificaram
concentrações de SS geralmente inferiores a 10 mg L-1 no efluente do filtro,
sendo a média de SS no afluente de 147 mg L-1. Isso representou uma
remoção superior a 99%.
2.5.4. Uso de filtros no tratamento das águas residuárias de suinocultura
As águas residuárias brutas de pocilgas apresentam conteúdos de
sólidos totais em torno de 40.000 mg L-1 e sedimentáveis de cerca de 350 a
500 mL L-1 (SILVA, 1973). Em termos comparativos, no esgoto doméstico, a
concentração de ST e SP varia entre 750 e 1.350 mg L-1 e 10 e 20 mL L-1,
respectivamente (VON SPERLING, 1996). Por ser a água residuária de granjas
suinícolas muita rica em sólidos, o uso de filtros convencionais de areia não é
recomendável, dados a sua rápida colmatação superficial e o impedimento ao
fluxo normal da água residuária, visto que esses filtros são dimensionados para
o tratamento de esgotos domésticos. Por essa razão, o estudo de diferentes
meios porosos deve ser realizado.
24
A utilização de materiais que sejam subprodutos das atividades
agropecuárias e industriais é de grande interesse, dados a sua abundância, o
baixo custo de aquisição e, mesmo, a própria dificuldade de disposição desses
materiais no ambiente.
Uma vez suplantada a capacidade dos filtros de reter poluentes, os
materiais utilizados como meio filtrante poderão ser compostados produzindo,
ao final do processo de maturação, adubo orgânico de considerável valor
fertilizante, o que pode compensar os custos com a confecção de filtros para
tratamento das águas residuárias de suinocultura.
25
3. MATERIAL E MÉTODOS
Para se avaliar a eficiência de remoção de poluentes de águas
residuárias de suinocultura na filtragem com materiais alternativos, foi
conduzido um experimento, em casa de vegetação, na Área Experimental do
Departamento de Engenharia Agrícola, para o qual foram montadas colunas de
filtragem constituídas de seis materiais orgânicos distintos.
O experimento foi arranjado num delineamento em blocos inteiramente
casualizados, com seis tratamentos (seis materiais orgânicos filtrantes) e
quatro repetições.
Foram utilizados como meio filtrante: o bagaço de cana-de-açúcar, a
casca de arroz, a casca de café, o fino de carvão vegetal, o sabugo de milho e
a serragem de madeira. O bagaço de cana-de-açúcar e o sabugo de milho
foram previamente triturados, e todos os materiais foram secados ao ar. Para
se obter granulometria mais uniforme, todos os materiais foram passados em
peneira de malha de 2 mm, sendo o material retido utilizado para
preenchimento da coluna. Como a casca de arroz apresentou dimensões
inferiores a 2 mm, a peneira foi substituída por outra de malha de 0,5 mm. O
fino de carvão vegetal apresentou granulometria muito desuniforme. Por essa
razão, as suas dimensões foram enquadradas entre os limites de 2,0 e 6,0 mm.
A água residuária foi coletada em uma suinocultura de 250 matrizes,
cujo plantel se encontrava em diferentes estádios de produção, localizada em
São Miguel do Anta, MG. O tanque de estocagem, onde foi feita a coleta, era o
26
receptor de águas residuárias provenientes de todas as baias e, por ser de
grande volume, possibilita a decantação de grande parte do material grosseiro,
o que proporcionou a coleta de um sobrenadante de baixo conteúdo desse
material. Ainda assim, para evitar entupimentos das mangueiras de
alimentação das colunas durante o experimento, a água residuária foi passada
em peneira de malha de 5,0 mm.
Para armazenar a água residuária coletada, foram utilizados galões de
60 L, cuja base foi perfurada para instalação de uma mangueira flexível de 1”
equipada com uma torneira, o que permitiu o controle do fluxo de entrada da
água residuária nas colunas de filtragem.
As colunas de filtragem (Figura 1) foram montadas em tubos de PVC de
diâmetro de 100 mm e comprimento de 600 mm. Em uma das extremidades do
tubo, colou-se um tampão, onde foi feito um furo para adaptação, na sua parte
externa, de uma mangueira flexível de 10 mm de diâmetro e, na parte interna
do orifício, uma tela (malha 1,0 mm), que foi colada para evitar o transporte do
material filtrante para fora da coluna. Para controlar o fluxo de saída do efluente
da coluna, foram adaptados grampos na mangueira de saída.
,,,,,
,
Figura 1 – Desenho esquemático da estrutura montada para execução da
filtragem da água residuária de suinocultura e da coleta do efluente
dos filtros.
27
O material filtrante foi acondicionado nas colunas de forma gradual, em
camadas de 5 cm de espessura, sob compressão de 12,490 N m-2, até ser
atingida a altura de 50 cm. Esse valor de pressão foi definido como se a
compactação do material no filtro fosse obtida como peso de um homem
(± 70 kg) Para minimizar o fluxo preferencial na parede interna da coluna, o
próprio material de preenchimento foi colado às paredes internas do tubo para
aumento da tortuosidade. Além disso, comprimiu-se com as pontas dos dedos
a periferia do material acondicionado na coluna durante o seu preenchimento.
Para evitar que o material flutuasse ao receber a água residuária, foram
usadas telas de 1,0 mm de malha na parte superior da coluna.
A partir do conhecimento do volume ocupado e da massa do material
filtrante foi possível calcular a massa específica global do material. A massa
específica das partículas de cada material foi determinada, seguindo-se a
metodologia da EMPRESA... – EMBRAPA (1997). De posse desses valores
(massa específica global e das partículas), foi possível calcular a porosidade do
material e o volume de poros, que, de acordo com MATOS (1995), pode ser
definido como o volume ocupado pelos poros da coluna de material filtrante. A
porosidade e o volume de poros do material acondicionado na coluna foram
calculados, usando-se, respectivamente, as equações 1 e 2, ou seja:
P=
(ρ
p
− ρg )
Eq. 1
ρp
em que
P = porosidade, cm3 cm-3;
ρp = massa específica das partículas, g cm-3; e
ρg = massa específica global da coluna, g cm-3.
VP =
Eq. 2
V
Vt ⋅ P
em que
VP = volume de poros, adimensional;
V = volume filtrado, cm3;
Vt = volume total da coluna filtrante, cm3; e
P = porosidade do material da coluna, cm3 cm-3.
28
Para realização do experimento, foi confeccionada uma estrutura
constituída de duas bancadas de madeira. Na bancada mais alta foram
instalados os seis galões-reservatório de 60 L cada e, na mais baixa, as seis
colunas de filtração, constituídas de diferentes materiais, de forma que a
mangueira transportasse, por gravidade, a água residuária até o topo da
coluna. Na Figura 1 está apresentado um desenho esquemático da visão
lateral da estrutura de madeira, galões-reservatório, colunas de filtração e
frascos de coleta, conforme foram utilizados no experimento.
Para coletar o afluente e o efluente das colunas, foram utilizados frascos
plásticos de 1,5 L, coletando-se para cada coluna 15,0 L de efluente, num total,
portanto, de 10 frascos.
As seis colunas filtrantes foram, simultaneamente, preenchidas com
água residuária de suinocultura até que fosse atingida a altura de 50 cm,
quando, então, abriu-se o registro de saída do filtrado, permitindo-se a coleta
do efluente na parte inferior da coluna. Nesse momento, abriu-se o registro de
alimentação do afluente, acionou-se o cronômetro e mediu-se o tempo para
coleta de 1,5 L de efluente, com o objetivo de determinar a taxa de infiltração
do líquido no filtro. O escoamento foi mantido na condição permanente, em
meio saturado, durante toda a fase de filtração das águas residuárias de
suinocultura.
Ao final da coleta dos 10 frascos de efluente das colunas, amostras do
material filtrante foram coletadas nos terços superior, mediano e inferior da
coluna.
Para caracterização da água residuária afluente, foram coletadas,
aleatoriamente, quatro amostras de 1,5 L nos galões-reservatório. Das
amostras do afluente e do efluente, retiraram-se alíquotas de 200 mL, que
foram imediatamente acondicionadas em "freezer" (-4°C) para posterior análise
química. As amostras retiradas do material filtrante também foram preservadas
em "freezer". No restante das amostras do efluente e do afluente foram
determinados condutividade elétrica (CE), usando-se condutivímetro digital
marca Orion, modelo 125; densidade, utilizando-se densímetro de escala:
1,000 a 1,100 (SCHERER et al., 1995), e sólidos totais (ST) e sedimentáveis
(SP) (BRAILE e CAVALCANTI, 1979).
29
O teor de N-total foi determinado em alíquota de 3,0 mL, pelo método de
Kjeldahl (TEDESCO et al., 1985). Alíquotas de 5,0 mL foram mineralizadas via
digestão nítrico-perclórica (3 mL de ácido nítrico: 1 mL de ácido perclórico).
Nos extratos de digestão, as concentrações de Ca2+, Mg2+, Cu2+ e Zn2+ foram
determinadas por espectrofotometria de absorção atômica, sendo as
concentrações de K+ e Na+ determinadas por fotometria de emissão de chama
e as do P-total, por colorimetria, pelo método do ácido ascórbico modificado por
BRAGA e DEFELIPO (1974). Os resultados das análises física e química da
água residuária afluente encontram-se nos Quadros 4 e 5, respectivamente.
Quadro 4 – Caracterização física da água residuária de suinocultura utilizada
como afluente
Parâmetro
Valores médios
CE (dS m-1)
6,234
Densidade
1,005
SP (mL L-1)
88,250
ST (g L-1)
5,500
Sendo: CE – condutividade elétrica, SP – sólidos sedimentáveis e ST – sólidos
totais.
Quadro 5 – Caracterização química da água residuária de suinocultura utilizada
como afluente
Elemento
Valores médios
P-total (dag L-1)
0,0088
N-total (dag L-1)
0,0936
Ca (g L-1)
0,1300
Mg (g L-1)
0,0505
Na (g L-1)
0,2047
K (g L-1)
0,5049
Cu (mg L-1)
1,6090
Zn (mg L-1)
1,1542
30
Nos resíduos orgânicos a serem utilizados como filtro, foi realizada a
seguinte análise física: determinação do conteúdo de umidade (KIEHL, 1985) e
da massa específica de partículas.
As análises químicas constituíram-se na determinação do pH (H2O e
KCl), pelo método potenciométrico, e na soma de bases removíveis (valor S),
pelo método da soma de bases, utilizando-se os extratores de KCl 1 mol L-1
para determinação de Ca2+ e Mg2+; HCl 0,05 mol L-1 para determinação de Na+
e K+; e acetato de cálcio, a pH 7, para determinação de H+ + Al3+ (EMBRAPA,
1997).
No Quadro 6 estão apresentados os valores de umidade (U), as massas
específicas das partículas (ρp) e global (ρg), a porosidade (P) e o volume
ocupado pelos poros (VP) para cada material filtrante testado.
Quadro 6 – Caracterização física do material filtrante
Material filtrante
ρp
U
dag kg-1
ρg
P
--------g cm-3------- cm3 cm-3
Vt ⋅ P
cm3
Casca de arroz
12,66
1,20
0,15
0,88
3.439,35
Casca de café
17,94
1,09
0,21
0,80
3.157,80
Bagaço de cana-de-açúcar
13,62
0,51
0,10
0,80
3.147,46
Sabugo de milho
13,31
0,97
0,34
0,65
2.565,53
Serragem de madeira
13,01
0,95
0,12
0,89
3.447,81
Fino de carvão vegetal
4,84
0,68
0,35
0,48
1.900,16
Sendo: U – umidade do material, ρp – massa específica das partículas, ρg –
massa específica global, P – porosidade e Vt.P – volume ocupado
pelos poros da coluna.
No Quadro 7, encontram-se algumas características físico-químicas do
material filtrante. Como os valores de pH (H2O) são superiores aos de pH
(KCl), foram obtidos valores de ∆pH negativos para todos os materiais
filtrantes, o que significa que os materiais em questão são eletronegativos, ou
seja, as cargas negativas predominam em relação às positivas.
31
Quadro 7 – Caracterização química do material filtrante
∆pH1
pH
Material filtrante
acidez2
valor S3
-------cmolc dm-3--------
(H2O)
(KCl)
Casca de arroz
6,6
5,49
-1,11
6,88
24,05
Casca de café
4,5
4,03
-0,42
32,54
146,90
Bagaço de cana-de-açúcar
6,0
4,58
-1,45
5,12
6,55
Sabugo de milho
6,1
5,51
-0,63
8,30
27,84
Serragem de madeira
5,4
3,99
-1,39
18,61
7,10
Fino de carvão vegetal
7,4
6,71
-0,66
0,00
2,48
1
∆pH = pHKCl − pHH O .
2
2
3
acidez = H + Al (acidez removível).
S = Ca2 + + Mg2 + + Na+ + K + (bases removíveis).
Dentre os resíduos orgânicos utilizados como material filtrante, o bagaço
de cana-de-açúcar, a serragem de madeira e a casca de arroz foram os que se
mostraram mais eletronegativos, enquanto a casca de café, o sabugo de milho
e o fino de carvão vegetal foram os de menor eletronegatividade. Acredita-se
que, em parte, esses resultados possam ser atribuídos à maior superfície
específica dos primeiros.
Os valores de soma de bases (S) e acidez removíveis (H +Al) indicam
ser o material filtrante detentor de cátions removíveis com ácidos fracos,
podendo estar adsorvidos no complexo de troca ou não. A soma dos cátions
adsorvidos ao complexo de troca seria indicação do valor de CTC do material.
Nesse aspecto, quanto maiores os valores de CTC, maior será a capacidade
do material filtrante em reter os cátions presentes nas águas residuárias de
suinocultura.
Como o método usado para determinação do parâmetro CTC
(EMBRAPA, 1997) desenvolvido para a ciência de solos não foi muito preciso,
não sendo, portanto, adequado para essa determinação, não se obteve
nenhum dado nessa determinação.
Dos resíduos orgânicos “in natura” e daqueles coletados após o uso nas
colunas de filtração (previamente descongelados e secados a 60-65°C, por 48
32
horas, em estufa de circulação forçada e moídos em moinho de folha Haley),
foram retiradas amostras de 0,5 g para determinação do N-total, pelo método
Kjeldahl, e para mineralização, via digestão nítrico-perclórica (3 mL de ácido
nítrico: 1 mL de ácido perclórico). No extrato, foram feitas as mesmas
determinações citadas anteriormente para o afluente e o efluente. Nesses
mesmos materiais foi determinado o teor de C-orgânico, pelo método da perda
por ignição (KIEHL, 1985).
O volume de efluente, coletado durante a condução dos ensaios, foi
convertido em volume de poros. Curvas relacionando as concentrações de Ptotal, N-total, Ca, Mg, Na, K, Cu, Zn, SP, ST, densidade, CE e taxa de
infiltração do efluente com o volume de poros percolados foram obtidas para
análise da capacidade de retenção do material filtrante ao longo do seu uso
como filtro.
As análises estatísticas realizadas compreenderam análises de variância
e testes de médias para comparar possíveis efeitos dos tratamentos. Análises
de regressão foram utilizadas para obtenção de equações matemáticas que
possibilitassem a estimativa do desempenho do sistema de filtragem, tendo
como variável independente o volume de poros de água residuária filtrada.
As análises estatísticas foram processadas, utilizando-se o programa
estatístico SAEG versão 5.0/1993, desenvolvido pela Universidade Federal de
Viçosa, em Viçosa, MG.
33
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
No Quadro 8 está apresentada a caracterização química do material
filtrante no perfil da coluna antes e depois da filtragem da água residuária de
suinocultura. No Apêndice (Quadro 1A), encontram-se os valores de
coeficiente de variação para o teste de média feito para caracterização
química.
Com relação à concentração de fósforo (P-total), os materiais filtrantes
casca de arroz, sabugo de milho e fino de carvão vegetal não apresentaram
diferenças significativas, pelo teste de Tukey a 5% de probabilidade, antes e
depois da filtragem, ao longo do perfil da coluna. No entanto, o bagaço de
cana-de-açúcar e a serragem de madeira sofreram enriquecimento desse
elemento, e a serragem de madeira apresentou maior retenção na parte
superior do perfil da coluna de lixiviação, o que é indicativo da grande
reatividade desse material. A casca de café mostrou comportamento muito
distinto dos outros resíduos orgânicos, ou seja, perdeu fósforo para a água
residuária. Em termos de tratamento da água residuária, isso é um fator muito
negativo, já que o material filtrante prejudicou a qualidade do efluente no que
se refere à concentração de P em solução.
Quanto ao nitrogênio (N-total), a maioria dos materiais filtrantes tiveram
acréscimo deste elemento após a filtragem, com exceção do sabugo de milho.
Embora numericamente tenha sido possível observar certo aumento na
concentração de N-total nesse material, pelo teste de Tukey não foram
34
35
36
encontradas diferenças significativas entre as médias, em nível de 5% de
probabilidade. O aumento da concentração de nitrogênio no material filtrante
seria muito desejável, considerando-se o abaixamento da relação C/N
fundamental para a posterior compostagem do material orgânico.
Ao contrário do que se sucedeu com o N-total, a concentração de Corgânico no material filtrante não variou com a filtragem ao longo da coluna, à
exceção da casca de café, resíduo orgânico que proporcionou incremento
desse elemento. Isso, provavelmente, seja devido ao fato de esse material ser
o que apresentou maior retenção de sólidos sedimentáveis da água residuária
(Figura 6-a), resultado que será apresentado posteriormente.
A relação C/N decresceu na maioria dos materiais filtrantes, o que é
resultado do aumento da concentração de N nos resíduos orgânicos. Exceções
ocorreram no sabugo de milho, porque não houve aumento significativo de N; e
na casca de café, que apresentou incremento da concentração de C-orgânico
com a filtragem.
A relação C/N é um parâmetro comumente utilizado para avaliação do
processo de compostagem. Para que a compostagem seja rápida e eficiente,
admite-se que a relação C/N se encontra entre os limites de 26 e 35 (KIEHL,
1985). Dessa forma, a casca de café foi o único material que se adequou a
esse preceito, mesmo antes da adição da água residuária. Baseado nisso,
verificou-se que, para adequação da relação C/N dos demais compostos,
serão necessários acréscimos periódicos de água residuária durante o
processo de compostagem para aumentar a concentração de N das medas
(SEDIYAMA et al., 1995).
Com relação ao cálcio, os materiais orgânicos casca de arroz, casca de
café, bagaço de cana-de-açúcar e serragem de madeira retiveram,
significativamente, a presença desse elemento. Na serragem de madeira, a
maior retenção ocorreu na parte superior do perfil da coluna, não diferindo
significativamente do material original nas demais partes. Já o sabugo de milho
e o fino de carvão vegetal não apresentaram diferenças significativas na
concentração de Ca após o uso desses materiais na filtragem da água
residuária de suinocultura.
O comportamento do magnésio foi idêntico ao do cálcio quanto aos
seguintes materiais: casca de café, sabugo de milho, serragem de madeira e
37
fino de carvão vegetal. Com relação aos demais materiais, a casca de arroz
proporcionou redução da concentração de Mg, perdendo este para a água
residuária, enquanto no caso do bagaço de cana-de-açúcar não houve
alteração na concentração desse elemento após seu uso na filtragem da água
residuária de suinocultura.
Tanto o sódio como o potássio, elementos que se encontram quase que
totalmente na forma mineral na água residuária (SCHERER et al., 1995),
tiveram suas concentrações reduzidas na casca de arroz, na casca de café e
no sabugo de milho. O bagaço de cana-de-açúcar reteve Na, entretanto não
houve diferença significativa na concentração de K no material filtrante após
seu uso como filtro de água residuária de suinocultura. Retenções de sódio e
de potássio foram observadas na serragem de madeira, que teve suas
concentrações aumentadas após seu uso como filtro. As concentrações de
ambos os elementos no fino de carvão vegetal não foram alteradas após a
filtragem. As elevadas disponibilidades de sódio e potássio nos materiais
orgânicos antes da filtragem podem estar associadas às altas solubilidades
desses sais presentes ou deslocados do complexo de troca.
Com relação ao Cu, houve aumento da sua concentração na maioria
dos materiais filtrantes, mas tal diferença só foi estatisticamente significativa
pelo teste de Tukey a 5 % de probabilidade, na casca de arroz, casca de café e
serragem de madeira. O mesmo comportamento foi constatado no Zn,
entretanto,
neste
elemento,
além
dos
resíduos
orgânicos
citados
anteriormente, deve-se incluir o bagaço de cana-de-açúcar.
A retenção de metais pesados em resíduos orgânicos (casca de arroz)
foi verificada por MUNAF e ZEIN (1997). Eles obtiveram retenção de até 85%
dos metais pesados Cr2+, Zn2+, Cu2+ e Cd2+ em solução, dependendo do
tamanho das partículas da casca de arroz. A parede celular da casca de arroz
consiste
principalmente
de
celulose,
sílica,
lignina
e
carboidratos,
apresentando grande número de grupos hidroxílicos em sua estrutura.
Segundo esses autores, a propriedade de troca de íons na casca deve ser
devida à presença desses grupos funcionais.
Avaliando os resíduos orgânicos utilizados como filtros, pode-se
constatar que os materiais filtrantes que mostraram menor interação com a
água residuária foram o sabugo de milho, que até prejudicou a qualidade da
38
água residuária, devido à lixiviação de Na e K; e o fino de carvão vegetal,
apesar da sua capacidade de reter nitrogênio. Casca de arroz e casca de café,
embora sejam capazes de adsorver importantes elementos poluentes como N,
Ca, Cu e Zn, liberaram na água residuária quantidades significativas de Na e
K. Os materiais que apresentaram os melhores resultados foram o bagaço de
cana-de-açúcar e a serragem de madeira, que foram capazes de reter a
maioria dos elementos poluentes sem que, com isso, houvesse a liberação de
outros no efluente dos filtros.
Na Figura 2-a, encontra-se o gráfico que se refere à concentração de Ptotal no afluente e efluente do filtro. Visualmente, pode-se observar que todos
os valores de concentração de P-total no efluente estão acima dos valores
determinados para o afluente. Como era de se esperar, os valores mais altos
de P-total no efluente foram observados quando o material filtrante utilizado foi
a casca de café, uma vez que se encontrou decréscimo significativo desse
elemento na casca de café usado nos filtros. O uso de materiais filtrantes
casca de arroz, casca de café e sabugo de milho proporcionou redução nas
concentrações de P-total no efluente do filtro com o aumento do volume de
poros. Nos demais materiais, não houve resposta desse parâmetro em relação
ao volume de poros filtrados.
Com relação à concentração de N-total (Figura 2-b), os valores
encontrados no efluente dos materiais filtrantes flutuaram em torno daqueles
determinados para o afluente. Apesar de ser observado aumento da
concentração de N-total na maioria dos resíduos utilizados como filtro, a
quantidade retida não foi suficiente para causar alterações sensíveis na
concentração do efluente dos filtros.
Com relação ao Ca (Figura 3-a), encontraram-se, nos efluentes da
maioria dos materiais filtrantes, valores de concentração abaixo daqueles
determinados no afluente, à exceção da serragem de madeira. Curvas de
comportamento decrescente na concentração do efluente com o aumento do
volume de poros foram ajustadas para a casca de café, bagaço de cana-deaçúcar e fino de carvão. Apesar disso, a maior remoção de Ca foi apenas de
13,4%, ocorrendo quando a casca de arroz foi empregada como filtro da água
residuária de suinocultura.
39
0,025
2
0,5
P = 0,0244 - 0,0227**VP
0,021
P-total (dag L -1)
(a)
2
P = 0,0233 - 0,0062**VP + 0,0008*VP r =0,90
0,023
0,019
1,5
+ 0,0126*VP2 - 0,0024*VP
0,5
P = 0,0130 - 0,0030*VP
2
r =0,94
2
+ 0,0008*VP r =0,81
0,017
P = 0,0092
0,015
P = 0,0095
0,013
P = 0,0098
0,011
0,009
0,007
0,005
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Volume de poros
0,103
N = 0,1023
0,102
(b)
N-total (dag L -1)
0,101
N = 0,1007
0,1
0,099
0,098
0,097
N = 0,0971
N = 0,0958
0,096
0,095
N = 0,0935
0,094
0,093
N = 0,0933
0,092
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Volume de poros
CA
CC
BC
SM
SR
FC
AF
Figura 2 – Concentração de P-total (a) e N-total (b) em função do volume de
poros em diferentes materiais utilizados como filtro, sendo: CA –
casca de arroz, CC – casca de café, BC – bagaço de cana-deaçúcar, SM – sabugo de milho, SR – serragem de madeira, FC –
fino de carvão vegetal e AF – afluente.
40
0,16
2
3 2
Ca = 0,1627 - 0,0577**VP + 0,0215*VP - 0,0025*VP r = 0,82
0,15
2
(a)
3 2
Ca = 0,1402 - 0,0412*VP + 0,0195*VP - 0,0027*VP r = 0,55
Ca (g L-1)
0,14
Ca = 0,1328
0,13
2
3 2
Ca = 0,1382- 0,0191*VP + 0,0048°VP - 0,0004°VP r = 0,54
0,12
Ca = 0,1190
0,11
Ca = 0,1125
0,1
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Volume de poros
0,085
0,5
Mg = 0,0561 + 0,0394* VP
0,08
Mg (g L -1)
0,075
1,5
- 0,0327* VP + 0,0075* VP
Mg = 0,0687
2
r = 0,76
(b)
Mg = 0,0648
0,07
Mg = 0,0618
0,065
0,06
Mg = 0,0600
0,055
2 2
Mg = 0,0822 - 0,0140* VP + 0,0018° VP r = 0,73
0,05
0,045
0,04
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Volume de poros
CA
CC
BC
SM
SR
FC
AF
Figura 3 – Concentração de Ca (a) e Mg (b) em função do volume de poros em
diferentes materiais utilizados como filtro.
41
As concentrações de Mg (Figura 3-b) no efluente de todos os materiais
filtrantes foram superiores às obtidas no afluente, embora nas análises
químicas dos materiais utilizados como filtro só tenha sido constatado perda
desse elemento quando o material filtrante foi a casca de arroz.
Os valores de concentração de Na no efluente em relação ao volume de
poros (Figura 4-a) estão coerentes com o que foi verificado nas análises
químicas do material usado como filtro, visto que os materiais filtrantes que
mais perderam esse elemento foram a casca de arroz, a casca de café e o
sabugo de milho. Nesses casos, foi possível ajustar curvas de valores
decrescentes de concentração no efluente com o aumento do volume de
poros, com a ressalva de que as concentrações de Na no efluente tenderam
para os valores encontrados no afluente. No efluente dos demais materiais,
encontraram-se valores de concentração próximos aos do afluente, não
havendo, dessa forma, resposta desse parâmetro em relação ao volume de
poros filtrados. Como esperado, comportamento idêntico foi observado para K
(Figura 4-b) no efluente do material filtrante.
O aumento da concentração de P, Ca, Mg, Na, K, Cu e Zn nos primeiros
volumes de poros de efluentes coletados, que ocorreu principalmente quando
foi utilizada a casca de café como material filtrante, pode ser atribuído à forma
de processamento do fruto do cafeeiro. Com a secagem dos frutos em "coco",
é possível que haja transporte de solutos do fruto, por fluxo de massa, na água
que migra para o seu exterior. O transporte de solutos até a casca coloca-os
passíveis de mais fácil solubilização pela água; daí a possibilidade da
“lavagem” das cascas quando elas estiveram sob o fluxo da água residuária de
suinocultura.
Dentre as análises realizadas, os resultados mais promissores foram
observados no Cu (Figura 5-a), e todos os valores de concentração deste
elemento no efluente encontraram-se abaixo daquele do afluente. Isso tornou
possível o ajuste de curvas de valores de concentração decrescentes com o
volume de poros. Os valores de cobre no efluente decresceram até que se
atingisse um patamar que resultasse em eficiências de remoção de 34,4; 29;
40,1; 39,9; 43,6; e 33,1%, para efluente dos filtros de casca de arroz, casca de
café, bagaço de cana-de-açúcar, sabugo de milho, serragem de madeira e fino
de carvão vegetal, respectivamente. MUNAF e ZEIN (1997) encontraram
42
1
2
Na = 0,2407 - 0,0519*** Log(VP) r =0,73
0,9
0,8
Na = 1/(0,9915 + 0,5970*** VP) r =0,97
0,7
Na (g L-1)
(a)
2
1,5 2
Na = 0,2257 - 0,0259* VP + 0,0050* VP
0,6
r =0,61
2
3 2
Na = 0,5917 - 0,2326*** VP + 0,0578** VP - 0,0051* VP r =0,97
0,5
0,4
Na = 0,2138
0,3
Na = 0,1895
0,2
0,1
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Volume de poros
3
2
K = 1/(1,4257 + 0,1365*** VP) r = 0,77
2,5
0,5
K = 0,3823 + 0,6046** VP
2
K (g L-1)
(b)
2
K = 1/(0,3057 + 0,2244*** VP) r = 0,98
1,5 2
- 0,6521 **VP + 0,1937*** VP
2
r = 0,94
3 2
K = 1,3537 - 0,6718*** VP + 0,1627** VP - 0,0140* VP r = 0,98
1,5
K = 0,5279
K = 0,4891
1
0,5
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Volume de poros
CA
CC
BC
SM
SR
FC
AF
Figura 4 – Concentração de Na (a) e K (b) em função do volume de poros em
diferentes materiais utilizados como filtro.
43
2,3
2
3 2
2
3 2
Cu = 1,5753 - 0,8005*** VP + 0,3598** VP - 0,0488** VP r = 0,89
2,1
Cu = 2,2488 - 0,9586*** VP + 0,2916** VP - 0,0304** VP r = 0,98
1,9
2
Cu (mg L -1)
(a)
3 2
Cu = 1,5777 - 0,7510*** VP + 0,2960*** VP - 0,0365** VP r = 0,94
1,7
0,5
1,5
Cu = 3,3165 - 4,3580** VP
1,5 2
+ 2,5234** VP - 0,4684* VP
r = 0,97
1,3
1,1
0,9
Cu= 0,9897
0,7
0,5
Cu = 3,0564 - 3,3051** VP
1,5 2
+ 1,7700** VP - 0,3054* VP
r = 0,88
0,5
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Volume de poros
3
Zn = 1,4424
Zn = 1,8689
2
2,5
(b)
3 2
Zn = 1,7494 - 0,9260* VP + 0,4551* VP - 0,0641* VP r = 0,71
Zn (mg L -1)
2
Zn = 1/(0,6716 + 0,0757** VP) r = 0,52
2
0,5
Zn = 3,1572 - 3,1101** VP
1,5
2
+ 1,0602** VP r = 0,75
1
2
Zn = 1,0202 + 0,3496**/VP r = 0,71
0,5
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Volume de poros
CA
CC
BC
SM
SR
FC
AF
Figura 5 – Concentração de Cu (a) e Zn (b) em função do volume de poros em
diferentes materiais utilizados como filtro.
44
sorção de 40% de íons metálicos pela casca de arroz não-tratada, com a
ressalva de que esse percentual aumentou até 85% quando o tamanho da
partícula foi reduzido e o material, tratado previamente com ácido clorídrico.
Esses resultados indicaram que, caso o tamanho das partículas dos materiais
filtrantes fosse menor, poderiam ter sido obtidas eficiências ainda maiores de
retenção de cobre.
Já os valores de concentração de Zn (Figura 5-b) no efluente do filtro de
casca de arroz e casca de café acima daqueles do afluente, ainda assim, não
apresentaram resposta com relação ao volume de poros filtrado. Curvas de
valores decrescentes foram ajustadas para o efluente dos filtros dos demais
materiais filtrantes, e as maiores remoções foram obtidas para sabugo de milho
e serragem de madeira.
Nas Figuras 6 a 8 estão apresentados os resultados das análises físicoquímicas de sólidos sedimentáveis (SP) e totais (ST), densidade (d),
condutividade elétrica (CE) e taxa de infiltração (TF) do afluente e efluente dos
filtros em função do volume de poros filtrado e material filtrante.
Resultados importantes, no que se refere à eficiência na remoção de
SP, foram alcançados (Figura 6-a), sendo tal eficiência superior a 90% em
todos os materiais filtrantes, chegando a atingir 97,2% de remoção nos
primeiros volumes filtrados quando o material filtrante utilizado foi a casca de
café.
Com relação à concentração de ST (Figura 6-b), a eficiência máxima de
remoção encontrada foi de 33% quando o material filtrante utilizado foi fino de
carvão vegetal. O uso de casca de café como filtro aumentou a concentração
de sólidos totais nos primeiros volumes de poros de efluente, mas, com a
filtragem, tendeu a atingir os valores encontrados para o afluente.
A relativamente baixa eficiência de remoção de ST deveu-se à presença
de grande quantidade de sólidos de pequeno diâmetro em suspensão ou
solução nas águas residuárias de suinocultura. As evidências são de que esse
material fino poderia ter sido retido com maior eficiência caso fosse menor o
diâmetro médio das partículas do material filtrante.
No tocante à densidade (Figura 7-a), observou-se sua pequena redução
quando comparada à da água residuária afluente. O efluente da casca de café
teve densidade inicial muito acima da determinada para o afluente, mas, com a
filtragem, essa densidade tendeu aos valores obtidos no afluente.
45
100
0,5
SP = 32,7740 - 50,3105**VP
90
2
80
(a)
3 2
SP = 5,6060 - 13,6127*VP + 8,7207*VP - 1,4037*VP r = 0,74
70
SP (mL L -1)
2
+ 21,4085**VP r =0,79
0,5
SP = 215,745 - 504,445**VP
60
1,5 2
+ 381,586**VP - 91,6804**VP
0,5
1,5 2
+ 260,966**VP - 55,3225***VP
SP = 198,414 - 396,558**VP
50
40
+ 137,171**VP - 33,313**VP
0,5
+ 97,3284*VP - 18,4498*VP
SP = 87,4933 - 159,718**VP
20
r =0,97
0,5
SP = 71,6242 - 175,326***VP
30
r =0,96
1,5 2
r =0,98
1,5 2
r =0,90
10
0
-10 0
1
2
3
4
5
6
7
Volume de poros
2
(b)
ST = 1/(0,2104 + 0,0205**VP) r = 0,58
22,5
2
ST = 13,2309 - 13,8693***Log(VP) r = 0,96
17,5
0,5
ST (g L-1)
ST = 10,1511 - 13,2191***VP
0,5
ST = 5,4850 - 3,1631*VP
12,5
1,5 2
+ 9,0052**VP - 1,9923**VP
r =
1,5 2
+ 1,8604°VP - 0,3563°VP
r = 0,70
2
ST = 5,9508 - 30859***Log(VP) r = 0,94
2
ST = 4,3661 - 1,2812**Log(VP) r = 0,72
7,5
2,5
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Volume de poros
CA
CC
BC
SM
FC
AF
Figura 6 – Concentração de sólidos sedimentáveis (SP) (a) e totais (ST) (b) em
função do volume de poros em diferentes materiais utilizados como
filtro.
46
1,012
d = 1,0040
1,011
(a)
2 2
d = 1,0121 - 0,0042***VP + 0,0006**VP r = 0,90
1,01
0,5
d = 1,0049 - 0,0019***VP
d (g cm-3)
1,009
1,5 2
+ 0,0013***VP - 0,0003**VP
r = 0,96
2 2
d = 1,0044 - 0,0002*VP + 0,00003°VP r = 0,58
1,008
d = 1,0040
1,007
d = 1,0040
1,006
1,005
1,004
1,003
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Volume de poros
13
2
CE = 8,1470 - 0,2190*Log(VP) r = 0,51
12
(b)
2
CE = 9,7183 - 3,6334***Log(VP) r = 0,73
-1
CE (dS m )
11
2
CE = 9,1917 - 1,5131***Log(VP) r = 0,95
10
2
3 2
CE = 6,0863 - 0,3379°VP + 0,2007°VP - 0,0285°VP r = 0,66
CE = 8,3140
9
8
7
2
2
CE = 7,7383 - 0,0688*VP + 0,0118°VP r = 0,63
6
5
0
1
2
3
4
5
6
SR
FC
7
8
Volume de poros
CA
CC
BC
SM
AF
Figura 7 – Densidade (d) (a) e condutividade elétrica (CE) (b) em função do
volume de poros em diferentes materiais utilizados como filtro.
47
250
0,5
TF = 80,0706 + 193,354**VP
230
1,5 2
- 169,188**VP + 41,3814**VP
0,5
TF = 168,994 + 123,730**VP
210
TF (cm h-1)
2
- 64,4499***VP r = 0,92
0,5
TF = 202,438 - 71,0395*VP
190
r = 0,92
2
+ 20,2247*VP r = 0,73
170
150
130
110
0,5+
TF = 177,004 - 62,7315**VP
90
1,5 2
0,5
1,5 2
TF = 71,0316 + 76,5910**VP
50
0
1
2
3
r = 0,99
0,5+
- 66,1231*VP + 16,1951*VP
TF = 92,9663 + 90,6143**VP
70
1,5 2
- 37,0886**VP - 8,7421**VP
r = 0,92
- 40,7701**VP + 6,9468**VP
4
5
6
r = 0,92
7
8
Volume de poros
CA
CC
BC
SM
SR
FC
AF
Figura 8 – Taxa de infiltração (TF) em função do volume de poros em
diferentes materiais utilizados como filtro.
A condutividade elétrica no efluente (Figura 7-b), exceto no caso de uso
da serragem de madeira como filtro, manteve-se sempre acima dos valores
determinados para o afluente, provavelmente em função da lixiviação de sais
do material filtrante, o que proporcionou aumento da sua concentração no
efluente das colunas filtrantes. Esses resultados devem ser creditados
principalmente ao potássio e ao sódio, que foram deslocados das colunas e
aumentaram a concentração desses efluentes.
A taxa de infiltração (Figura 8) tendeu a valores entre 100 e 150 cm h-1
(24 e 36 m d-1), na maioria dos materiais filtrantes, exceto na casca de café,
que teve, no início dos testes, valores de velocidade acima de 200 cm h-1, mas
que tendeu a atingir os valores mencionados anteriormente, ao final do teste.
Tais valores são intermediários entre aqueles recomendados para uso em
filtros lentos (2 a 9 m d-1) (POVINELLI e MARTINS, 1973) e filtros rápidos (120
a 240 m d-1) (STEEL e MCGHEE, 1979).
A maior taxa de infiltração nas colunas preenchidas com casca de café
está associada à maior porosidade, cerca de 0,804 cm3 cm-3 (Quadro 6) e,
possivelmente, à maior macroporosidade do material. Com o aumento do
48
volume de águas residuárias de suinocultura tratada, os sólidos sedimentáveis
retidos podem ter diminuído o diâmetro dos poros, o que ocasionou redução na
taxa de infiltração da água residuária.
Pode-se constatar que os filtros orgânicos estudados neste trabalho
foram capazes de atingir o nível de tratamento primário, devido à remoção de
sólidos sedimentáveis e totais, e, ainda, abranger parte do tratamento terciário,
em função da remoção de cobre da água residuária de suinocultura. Assim,
com a utilização de filtros orgânicos, pode-se dispensar o emprego de tanques
de sedimentação primária, já que, com eficiência de 90% na remoção de
sólidos sedimentáveis e de cerca de 30% na remoção de sólidos totais, a etapa
de remoção de sólidos grosseiros foi cumprida.
Acredita-se que, com a redução do tamanho de partículas do material
orgânico utilizado nos filtros, maiores eficiências de remoção de metais
pesados e outros poluentes sejam alcançadas devido à possibilidade de maior
retenção de sólidos nos pequenos poros, ao aumento da superfície específica
e à exposição de maior número de sítios de troca do material filtrante.
49
Quadro 8 – Caracterização química do material filtrante antes e depois da filtragem da água residuária de suinocultura
Material filtrante
Perfil da coluna
P-total
N-total
C-orgânico
Relação
Ca
Mg
Na
K
Cu
Zn
C/N
-1
-----------------------------g kg-1-----------------------------
-------------------dag kg -----------------CAAF
CAPF
0,120 a*
0,411 a
43,803 a
106,455 b
0,793 a
0,153 b
Superior
0,108 a
0,510 b
43,645 a
85,656 a
1,445 b
0,119 a
1,614 a
1,504 a
12,964 b
34,618 b
Mediana
0,128 a
0,508 b
43,333 a
85,663 a
1,393 b
0,120 ab
1,651 a
1,464 a
11,108 b
32,101 b
Inferior
0,105 a
0,492 b
43,763 a
89,145 a
1,446 b
0,118 a
1,663 a
1,514 a
10,667 b
31,020 b
0,213 b
1,876 a
51,195 a
27,295 a
2,957 a
0,287 a
40,723 b
47,046 b
18,662 a
4,354 a
Superior
0,082 a
2,162 b
53,565 b
24,782 a
4,922 b
0,363 b
4,494 a
8,755 a
23,096 ab
14,828 b
Mediana
0,082 a
2,124 b
53,636 b
25,413 a
4,545 b
0,377 b
7,203 a
11,122 a
24,031 ab
16,672 b
Inferior
0,088 a
2,158 b
53,656 b
24,863 a
4,559 b
0,366 b
7,279 a
12,603 a
25,145 b
18,240 b
0,028 a
0,229 a
53,024 a
232,032 b
0,830 a
0,119 a
0,934 a
1,820 a
8,130 a
15,472 a
CCAF
CCPF
BCAF
BCPF
4,549 b
2,329 a
19,525 a
Superior
0,126 b
0,449 b
50,753 a
109,052 a
1,989 b
0,161 a
1,389 b
1,855 a
30,699 a
48,408 b
Mediana
0,103 b
0,446 b
52,658 a
119,336 a
1,857 b
0,139 a
1,609 b
2,007 a
28,743 a
43,455 b
Inferior
0,109 b
0,432 b
52,192 a
125,251 a
1,860 b
0,146 a
1,653 b
2,077 a
28,626 a
43,874 b
0,046 a
0,290 a
54,849 a
189,027 a
0,315 a
0,060 a
6,550 b
7,215 b
4,667 a
39,097 a
Superior
0,057 a
0,357 a
54,953 a
160,348 a
1,107 a
0,086 a
1,685 a
2,206 a
19,534 a
60,651 a
Mediana
0,059 a
0,334 a
55,032 a
164,751 a
0,792 a
0,060 a
1,798 a
2,262 a
8,289 a
52,594 a
Inferior
0,055 a
0,351 a
55,044 a
159,251 a
0,772 a
0,070 a
2,026 a
2,525 a
11,978 a
56,918 a
SMAF
SMPF
4,538 b
-------------mg kg-1------------
Quadro 8, Cont.
Material filtrante
Perfil da coluna
P-total
N-total
C-orgânico
Relação
Ca
Mg
Na
K
Cu
Zn
C/N
-1
-----------------------------g kg-1-----------------------------
-------------------dag kg -----------------SRAF
SRPF
0,007 a*
0,232 a
55,181 a
237,834 b
1,358 a
0,057 a
0,670 a
1,175 a
1,818 a
14,618 a
Superior
0,144 b
0,539 b
54,269 a
102,619 a
2,658 b
0,159 b
1,333 b
1,637 b
43,911 b
63,424 b
Mediana
0,089 b
0,417 b
54,872 a
132,883 a
2,101 ab
0,090 ab
1,240 b
1,545 b
24,512 ab
38,258 ab
Inferior
0,074 ab
0,428 b
54,984 a
131,549 a
2,067 ab
0,091 ab
1,374 b
1,639 b
22,345 ab
37,383 ab
0,025 a
0,210 a
55,180 a
262,184 b
1,831 a
0,067 a
7,568 a
2,796 a
1,944 a
8,376 a
Superior
0,032 a
0,271 b
55,164 a
206,097 a
1,576 a
0,054 a
9,130 a
2,931 a
4,254 a
10,606 a
Mediana
0,036 a
0,278 b
55,161 a
198,584 a
1,734 a
0,054 a
10,158 a
3,129 a
5,648 a
10,778 a
Inferior
0,038 a
0,268 b
55,140 a
205,828 a
1,784 a
0,061 a
9,816 a
3,044 a
5,554 a
11,266 a
FCAF
FCPF
-------------mg kg-1------------
Sendo: CAAF – casca de arroz antes da filtragem, CAPF – casca de arroz após a filtragem, CCAF – casca de café antes da
filtragem, CCPF – casca de café após a filtragem, BCAF – bagaço de cana-de-açúcar antes da filtragem, BCPF –
bagaço de cana-de-açúcar após a filtragem, SMAF – sabugo de milho antes da filtragem, SMPF – sabugo de milho
após a filtragem, SRAF – serragem de madeira antes da filtragem, SRPF – serragem de madeira após a filtragem,
FCAF – fino de carvão vegetal antes da filtragem e FCPF – fino de carvão vegetal após a filtragem.
* Médias seguidas da mesma letra não diferem significativamente, a 5% de probabilidade, pelo teste de Tukey.
5. RESUMO E CONCLUSÕES
A suinocultura moderna é uma atividade pecuária sabidamente
concentradora de dejetos em pequenas áreas, em razão da produção em
regime de confinamento dos animais.
Para remoção de poluentes de águas residuárias podem ser
empregados processos físicos, químicos e biológicos. Dentre os processos
físicos, a filtração pode ser utilizada como alternativa de grande eficiência na
remoção de sólidos totais em suspensão e, dependendo do material filtrante,
até dissolvidos. Por ser a água residuária de granjas suinícolas muito rica em
sólidos em suspensão e dissolvidos, o uso de filtros convencionais de areia não
é recomendável, sendo, por isso, necessário o estudo de materiais alternativos
que possam substituí-la.
A utilização de materiais que sejam subprodutos de atividades
agropecuárias e industriais é interessante, considerando-se a sua abundância,
as dificuldades para sua disposição no ambiente e o baixo custo de aquisição.
Como materiais filtrantes, utilizaram-se a casca de arroz, a casca de café, o
bagaço de cana-de-açúcar, o sabugo de milho triturado, a serragem de
madeira e o fino de carvão vegetal. Para caracterização do material dos filtros,
foram determinados a massa específica, o pH e a soma de bases e acidez
removíveis. As colunas de filtragem foram constituídas de tubos de PVC de
100 mm de diâmetro e comprimento de 600 mm. O material filtrante foi
acondicionado às colunas até ser atingida a altura de 500 mm, sofrendo
50
compressão de 12.490 N m-2. O experimento foi arranjado em delineamento
em blocos inteiramente casualizados, com seis tratamentos (seis materiais
filtrantes) e quatro repetições.
Foram avaliadas as alterações químicas e físicas ocorridas, tanto no
material filtrante como na água residuária em função do volume de poros
efluente das colunas, além da eficiência de remoção de poluentes. As análises
químicas e físicas foram realizadas em amostras dos efluentes coletadas a
cada 1,5 L, até um total de 15 L, e, posteriormente, convertidas para volume de
poros de efluentes.
Com base nos resultados obtidos no presente trabalho, pode-se concluir
que resíduos orgânicos podem ser empregados como materiais filtrantes da
água residuária de suinocultura, uma vez que proporcionaram melhoria nas
qualidades química e física do efluente.
Dentre os materiais orgânicos avaliados, o bagaço de cana-de-açúcar e
a serragem de madeira foram os que apresentaram maior capacidade de reter
poluentes. Sabugo de milho e fino de carvão vegetal foram os que mostraram
menor interação com a água residuária, chegando mesmo a prejudicar a sua
qualidade em alguns dos parâmetros avaliados. A casca de arroz e casca de
café, embora tenham, também, prejudicado a qualidade do efluente em alguns
aspectos, proporcionaram a retenção de grandes quantidades de N, Ca, Cu e
Zn. A concentração de N-total aumentou na maioria dos materiais utilizados
como filtro, à exceção do sabugo de milho.
Pequena ou nenhuma alteração na concentração de N-total, Ca, Mg e
Zn no efluente do filtro foi detectada durante o processo de filtração. O
aumento na concentração de P-total, Na e K foi observado nos primeiros
volumes de poros de efluente quando os materiais orgânicos empregados
como filtro foram casca de arroz, casca de café e sabugo de milho, embora
esses valores se aproximem daqueles determinados para o afluente.
Importante redução da concentração de Cu foi constatada em todos os
materiais utilizados como filtro, atingindo-se eficiência de remoção de 43,6%
quando o material filtrante foi a serragem de madeira.
Os resultados das análises físicas do efluente do filtro indicaram
importante redução na concentração de sólidos totais (ST) e sedimentáveis
(SP). Eficiências de remoção de SP superiores a 90% foram verificadas em
51
todos os materiais orgânicos utilizados como filtro. A maior eficiência na
remoção de ST foi observada com a utilização de fino de carvão vegetal
(33,0%). Os resultados obtidos na remoção de sólidos sedimentáveis são
indicativo de que os filtros orgânicos proporcionam nível de tratamento
equivalente ao primário para a água residuária de suinocultura, dispensando-se
a utilização de tanques de sedimentação no processo. Com a verificação da
remoção de Cu, pode-se afirmar, também, que o tratamento terciário foi,
parcialmente, obtido.
52
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ADACHI, S., FUCHU, Y. Reclamation and use of wastewater by biological
aerated filter process. Water Science Technology, v. 24, n. 9, p. 195-204,
1991.
BARACHO JÚNIOR., J. A. O. O licenciamento e controle ambiental da
atividade de suinocultura. In: SEMINÁRIO MINEIRO SOBRE MANEJO E
UTILIZAÇÃO DE DEJETOS DE SUÍNOS, 1, 1995, Ponte Nova - MG.
Anais... Ponte Nova: EPAMIG/CRZM, 1995. p. 01-07.
BRAGA, J.M., DEFELIPO, B.V. Determinação espectrofotométrica de fósforo
em extratos de solo e material vegetal. Revista Ceres, Viçosa, v. 21, p. 7385, 1974.
BRAILE, P. M., CAVALCANTI, J. E. W. A. Manual de tratamento de águas
residuárias industriais. São Paulo: CETESB, 1979. 764 p.
CARMO JÚNIOR, G. N. R., BELLI FILHO, P., PERDOMO C. C., COSTA, R. H.
R. Aplicabilidade do reator anaeróbio de fluxo ascendente com manta de
lodo para o tratamento de dejetos de suínos. In: CONGRESSO
BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, 20, 1999, Rio
de Janeiro. Anais... ABES, 1999, p 702-710 (CD-ROM).
CHATEAUBRIAND, A. D. Efeito de dejetos de suínos, aplicados em
irrigação por sulco, na cultura de milho (Zea mays L.). Viçosa – MG:
UFV, 1988. 61p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Agrícola) –
Universidade Federal de Viçosa, 1988.
CHECK, G. G., WALLER, D. H., LEE, S. A., PASK, D. A. MOORES, J. D.
Lateral–flow sand filter system for septic–tank effluent treatment. Water
Environmental Research, v. 66, n. 7, p. 919-928, 1994.
53
CLAUBEY, I., EDWARDS, D. R., DANIEL, T. C., MOORE JR., P. A., NICHOLS,
D. J. Effectiveness of vegetative filter strips in retaining surface-applied
swine manure constituents. Transactions of American Society
Agricultural Engineers, v. 37, n. 3, p. 845-850, 1994.
EDWARDS, D. R., DANIEL, T. C. Runoff quality impacts of swine manure
applied to fescue plots. Transactions of American Society Agricultural
Engineers, v. 36, n. 1, p. 81-86, 1993.
EDWARDS, D. R., DANIEL, T. C. Organic and inorganic fertilizer effects on
runoff quality. Arkansas Farms Research, v. 43, n. 4, p. 4-5, 1994.
ELLIS, K. V. Slow sand filtration as a tecnique for the tertiary treatment of
municipal seawge. Journal Water Research, v. 21, p. 403-410, 1987.
EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA AGROPECUÁRIA. Manual de
métodos de análises de solo. 2. ed. Rio de Janeiro: EMBRAPA, 1997.
212 p.
EVANS, R. O, WESTERMAN, P. W., OVERCASH, M. R. Subsurface drainage
water quality from land application of swine lagoon effluent. Transactions of
American Society Agricultural Engineers, v. 27, p. 473-480, 1984.
FAROOQ, S., AL-YOUSEF, A. K., AL-LAYLA, R. I., ISHAQ, A.M. Tertiary
treatment of sewage effluent via pilot scale slow sand filtration.
Environmental Technology, v. 15, p. 15-28, 1994.
GOLD, A. J., LAMB, B. E., LOOMIS, G. W., BOYD, J. R., CABELLI V. J.,
MCKIEL, C. G. Wastewater renovation in buried and recirculation sand filter.
Journal Environmental Quality, v.21, p. 720-725, 1992.
HERINKSEN, K., BERTHELSEN, L., MATZEN, R. Separation of liquid pig
manure by flocculation and ion exchange Part 1: Laboratory experiments.
Journal of Agricultural Engineering Research, v. 69, p. 115-125, 1998.
JOWETT, E. C., MCMASTER, M. L. On-site wastewater treatment using
unsaturated absorbent biofilters. Journal Environmental Quality, v. 24,
p. 86-95, 1995.
KIEHL, E. L. Fertilizantes orgânicos. Piracicaba: Ed. Agronômica Ceres,
1985. 492p.
KING, L. D., MORRIS, H. D. Nitrogen movement resulting from surface
application of liquid sewage sludge. Journal Environmental Quality, v. 3,
p. 238-243, 1974.
KING, L. D., WESTERMAN, P. W., CUMMINGS, G. A., OVERCASH, M. R.,
BURNS, J. C. Swine lagoon effluent applied to ‘coastal’ bermudagrass: II
effects on soil. Journal Environmental Quality, v. 14, n. 1, p. 14-21, 1985.
54
KOZEN, E. A., PEREIRA FILHO, I. A., BAHIA FILHO, A. F. C., PEREIRA, F. A.
Utilização de esterco líquido de suínos na adubação de milho. In:
SEMINÁRIO MINEIRO SOBRE MANEJO E UTILIZAÇÃO DE DEJETOS DE
SUÍNOS, 1, 1995, Ponte Nova - MG. Anais... Ponte Nova: EPAMIG/CRZM,
1995. p. 88-110.
KOZEN, E. A., PEREIRA FILHO, I. A., BAHIA FILHO, A. F. C., PEREIRA, F. A.
Manejo do esterco líquido de suínos e sua utilização na adubação de
milho. Sete Lagoas: EMBRAPA-CNPMS, 1997. 31p. (Circular Técnica, 25).
LOEHR, R. C. Pollution control for agriculture. New York: Academic Press,
1984. 467p.
LOURES, E. G. Manejo de dejetos suínos. In: Congresso Brasileiro de
Engenharia Agrícola, 27, 1998. Poços de Caldas, MG. Separata. 1998.
MATOS, A. T. Fatores de retardamento e coeficiente de dispersão-difusão
do zinco, cádmio, cobre e chumbo em solos do município de Viçosa MG. Viçosa – MG: UFV, 1995. 110p. Dissertação (Doutorado em Solos e
Nutrição de Plantas) – Universidade Federal de Viçosa, 1995.
MATOS, A. T., SEDIYAMA, M. A. N. Riscos potenciais ao ambiente pela
aplicação de dejeto líquido de suínos ou compostos orgânicos no solo. In:
SEMINÁRIO MINEIRO SOBRE MANEJO E UTILIZAÇÃO DE DEJETOS DE
SUÍNOS, 1, 1995, Ponte Nova - MG. Anais... Ponte Nova: EPAMIG/CRZM,
1995. p. 45-54.
MATOS, A. T., SEDIYAMA, M. A.; FREITAS, S. P., VIDIGAL, S. M., GARCIA,
N. C. P. Características químicas e microbiológicas do solo influenciadas
pela aplicação de dejeto líquido de suínos. Revista Ceres, v. 44, n. 254,
p. 399-410, 1997.
MATOS, A. T., VIDIGAL, S. M., SEDIYAMA, M. A., GARCIA, N. C. P.,
RIBEIRO, M.F. Compostagem de alguns resíduos orgânicos, utilizando-se
águas residuárias da suinocultura como fonte de nitrogênio. Revista
Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 2, n. 2, p. 199-203,
1998.
MINAS GERAIS, Secretaria de Estado da Agricultura, Pecuária e
Abastecimento. Cenário futuro do negócio agrícola de Minas Gerais.
Belo Horizonte: ASCP/EPAMIG, 1995. v.13, 36p.
MUNAF, E., ZEIN, R. The use of rice husk for removal of toxic metals from
waste water. Environmental Technology, v. 18, p. 359-362, 1997.
NIELSEN, J., LYNGGAARD-JENSEN, A., HASLING, A. Purification efficiency
of Danish biological sand filter systems. Water Science Technology, v. 28,
n. 10, p. 89-97, 1993.
55
OLIVEIRA, P. A. V. Manual de manejo e utilização dos dejetos de suínos.
Concórdia: EMBRAPA-CNPSA, 1993. 188 p. (Documentos, 27).
OLIVEIRA, P. A. V. Manejo da água – influência no volume de dejetos
produzidos. In: DIA DE CAMPO SOBRE MANEJO E UTILIZAÇÃO DE
DEJETOS SUÍNOS. 1994, Concórdia - SC. 1994. Concórdia: EMBRAPACNPS, 1994. p. 25-28. (Documentos, 32).
PERDOMO, C. C. Uso racional da água no manejo de dejeto de suínos. In:
SEMINÁRIO MINEIRO SOBRE MANEJO E UTILIZAÇÃO DE DEJETOS DE
SUÍNOS, 1, 1995, Ponte Nova - MG. Anais... Ponte Nova: EPAMIG/CRZM,
1995. p.08-23.
POVINELLI, J., MARTINS, F. Pesquisa sobre a eficiência de filtros lentos em
unidades piloto. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA
SANITÁRIA, 7, 1973, Salvador – BA. Separata. São Carlos: EESC - USP,
1973. 20 p.
SCHERER, E. E., BALDISSERA, I. T. Aproveitamento dos dejetos de suínos
como fertilizante. In: DIA DE CAMPO SOBRE MANEJO E UTILIZAÇÃO DE
DEJETOS SUÍNOS. 1994, Concórdia - SC. 1994. Concórdia: EMBRAPACNPS, 1994. p. 33-38. (Documentos, 32).
SCHERER, E. E., BALDISSERA, I. T, DIAS, L. F. X. Método rápido para
determinação da qualidade fertilizante do esterco líquido de suíno a campo.
Agropecuária. Catarinense, v. 8, n. 2, p. 40-43, 1995.
SEDIYAMA, M. A. N., GARCIA, N. C. P., VIDIGAL, S. M., MATOS, A. T.,
RIBEIRO, M. F. Utilização do dejetos líquidos de suínos na produção de
compostos orgânicos. In: SEMINÁRIO MINEIRO SOBRE MANEJO E
UTILIZAÇÃO DE DEJETOS DE SUÍNOS, 1, 1995, Ponte Nova - MG.
Anais... Ponte Nova: EPAMIG/CRZM, 1995. p. 24-34.
SHARPLEY, A. N., CARTER, B. J. WAGNER, B. J., SMITH, S. J., COLE, E. L.,
SAMPLE, G. A. Impact of long-term swine application on soil and water
resources in eastern Oklahoma. Okllahoma: Oklahoma State
University/Agric. Exp. Sta. Div. of Agric. 1990. 50p. (Technical Bulletin,
T-169).
SILVA, P. R. Estudo das características dos resíduos das instalações de
confinamento de suínos. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA
SANITÁRIA, 7, 1973, Salvador – BA. Separata. São Carlos: EESC - USP,
1973. 18 p.
STEEL, E. W., MCGHEE, T. J. Water supply and sewerage. 5. ed. New York:
McGraw-Hill Book Company, 1979. 665 p.
SUTTON, A. L., NELSON, D. W., KELLY, D. T., HILL, D. L. Comparison of solid
vs. liquid dairy manure applications on corn yield and soil composition.
Journal Environmental Quality, v. 15, n. 4, p. 370-375, 1986.
56
TEDESCO, J. M., VOLKWEISS, S. J., BOHNEN, H. Análises de solo, plantas
e outros materiais. Porto Alegre: UFRGS, 1985. 186p. (Boletim Técnico de
Solos, 5)
VON SPERLING, M., COSTA, A. M. L. M., CASTRO, A. A. Capítulo 5: Esgotos
sanitários. In: BARROS, R. T. V., CHERNICHARO, C. A. L., HELLER, C.,
VON SPERLING, M. Manual de saneamento e proteção ambiental para
os municípios. Belo Horizonte: DESA\UFMG, 1995. v. 2, 221p.
VON SPERLING, M. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de
esgotos. 2. ed. Belo Horizonte: DESA\UFMG, 1996. v. 1, 243p.
VON SPERLING, M., NASCIMENTO, L. V. A resolução CONAMA 20/86 e as
legislações estaduais de classificação das águas e lançamento de
efluentes. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E
AMBIENTAL, 20, 1999, Rio de Janeiro. Anais... ABES, 1999, p. 2413-2419
(CD-ROM).
WARMAN, P. R. Effects of fertilizer, pig manure, and sewage sludge on timothy
and soils. Journal Environmental Quality, v. 15, n. 2, p. 95-100, 1986.
WESTERMAN, P. W., KING, L. D., BURNS, J. C., CUMMINGS, G. A.,
OVERCASH, M. R. Swine manure and lagoon effluent applied to a
temperate forage mixture: II rainfall escoamento superficial and soil chemical
properties. Journal Environmental Quality, v. 16, n. 2, p. 106-112, 1987.
WESTERMAN, P. W., OVERCASH, M. R., EVANS, R. O., KING, L. D.,
BURNS, J. C., CUMMINGS, G. A. Lagoon effluent applied to ‘coastal’
bermudagrass: III irrigation and rainfall runoff. Journal Environmental
Quality, v. 14, n. 1, p. 22-25, 1985.
57
APÊNDICE
APÊNDICE
Quadro 1A - Coeficientes de variação do teste de média das características químicas do material filtrante antes e depois da
filtragem da água residuária de suinocultura, em nível de 5% de probabilidade, pelo teste de Tukey
Material filtrante P-total N-total C-orgânico Relação C/N
CA
14,02
5,17
0,56
4,55
CC
4,95
4,90
0,25
4,69
BC
38,27
12,81
2,47
8,63
SM
47,46
15,03
0,22
11,07
SR
37,56
15,87
0,78
12,78
FC
24,98
7,83
0,04
6,71
Sendo: CA – casca de arroz, CF – casca de café, BC – bagaço
madeira e FC – fino de carvão vegetal.
Ca
Mg
Na
K
Cu
Zn
6,30
12,56
13,42
6,76
28,44
11,32
9,23
8,51
17,15
12,07
12,42
26,76
23,79
31,20
14,83
6,43
46,24
29,98
72,03
61,95
11,88
10,94
153,29
39,87
15,42
33,53
9,23
6,83
51,93
33,93
10,05
14,96
31,10
12,38
43,26
22,78
de cana-de-açúcar, SM – sabugo de milho, SR – serragem de
Quadro 2A – Caracterização química da água residuária de suinocultura em função do volume de poros filtrados e do material
filtrante
Material filtrante
Afluente
Casca de arroz
Casca de café
Volume de poros
0,22
0,65
1,09
1,53
1,96
2,40
2,84
3,27
3,71
4,14
0,24
0,71
1,19
1,66
2,14
2,61
3,09
3,56
4,04
4,51
P-total N-total
Ca
Mg
Na
K
Cu
Zn
-1
-1
-1
------dag L ------- --------------------g L --------------------- -------mg L ------0,009
0,094
0,130
0,050
0,205
0,505
1,609
1,154
0,012
0,098
0,123
0,072
0,263
0,680
1,414
1,817
0,011
0,091
0,106
0,071
0,266
0,699
1,179
1,304
0,011
0,097
0,119
0,077
0,255
0,663
1,099
2,962
0,010
0,111
0,103
0,063
0,222
0,574
1,014
1,084
0,011
0,094
0,119
0,070
0,220
0,560
1,034
1,149
0,010
0,103
0,114
0,067
0,214
0,537
1,019
1,179
0,010
0,099
0,108
0,067
0,236
0,590
1,029
1,619
0,011
0,094
0,114
0,069
0,234
0,578
1,204
1,074
0,010
0,090
0,106
0,065
0,199
0,495
1,034
1,119
0,010
0,095
0,113
0,066
0,206
0,503
0,964
1,117
0,021
0,096
0,149
0,075
0,795
2,394
2,022
2,279
0,022
0,101
0,137
0,084
0,893
2,699
1,767
3,012
0,016
0,085
0,114
0,063
0,619
1,847
1,407
1,402
0,014
0,079
0,109
0,059
0,464
1,388
1,292
1,982
0,014
0,091
0,123
0,063
0,447
1,307
1,289
1,917
0,012
0,088
0,115
0,057
0,359
1,042
1,192
1,484
0,013
0,096
0,121
0,061
0,355
1,004
1,207
1,884
0,011
0,101
0,117
0,055
0,319
0,894
1,099
1,592
0,011
0,095
0,114
0,058
0,289
0,818
1,154
1,654
0,011
0,102
0,118
0,056
0,285
0,784
1,072
1,484
Quadro 2A, Cont.
Material filtrante
Bagaço de cana-de-açúcar
Sabugo de milho
Volume de poros
0,24
0,71
1,19
1,67
2,14
2,62
3,10
3,57
4,05
4,53
0,29
0,88
1,46
2,05
2,63
3,22
3,80
4,38
4,97
5,55
P-total N-total
Ca
Mg
Na
K
Cu
Zn
------dag L-1------- --------------------g L-1--------------------- -------mg L-1------0,010
0,099
0,130
0,064
0,218
0,546
1,434
1,582
0,010
0,104
0,122
0,069
0,215
0,541
1,117
1,254
0,010
0,096
0,111
0,068
0,201
0,515
1,094
1,114
0,009
0,103
0,120
0,062
0,193
0,496
0,979
1,354
0,009
0,100
0,116
0,059
0,197
0,484
0,969
1,132
0,010
0,090
0,110
0,067
0,180
0,466
0,997
1,197
0,010
0,105
0,120
0,067
0,206
0,498
0,962
1,512
0,010
0,101
0,118
0,069
0,190
0,493
0,997
1,267
0,011
0,104
0,128
0,071
0,210
0,528
1,022
1,162
0,008
0,105
0,100
0,051
0,206
0,592
0,832
0,962
0,015
0,096
0,114
0,069
0,523
1,454
1,182
1,489
0,012
0,095
0,115
0,071
0,440
1,216
0,937
1,312
0,011
0,094
0,117
0,067
0,367
0,986
1,007
1,077
0,011
0,087
0,115
0,070
0,299
0,809
1,004
1,222
0,010
0,092
0,117
0,067
0,263
0,690
0,927
1,617
0,011
0,099
0,133
0,064
0,297
0,776
1,079
1,142
0,010
0,095
0,126
0,065
0,276
0,722
0,944
0,877
0,010
0,099
0,128
0,065
0,256
0,662
0,949
1,124
0,011
0,086
0,108
0,065
0,212
0,546
0,849
0,852
0,010
0,092
0,118
0,066
0,223
0,579
1,019
0,954
Quadro 2A, Cont.
Material filtrante
Serragem de madeira
Fino de carvão vegetal
Volume de poros
0,22
0,65
1,09
1,52
1,96
2,39
2,83
3,26
3,70
4,13
0,39
1,18
1,97
2,76
3,55
4,34
5,13
5,92
6,71
7,50
P-total N-total
Ca
Mg
Na
K
Cu
Zn
------dag L-1------- --------------------g L-1--------------------- -------mg L-1------0,010
0,096
0,144
0,058
0,215
0,542
1,793
1,947
0,009
0,104
0,135
0,059
0,228
0,567
1,163
1,143
0,010
0,107
0,137
0,065
0,232
0,571
1,010
1,457
0,009
0,096
0,118
0,059
0,194
0,478
0,890
0,780
0,009
0,104
0,133
0,059
0,218
0,535
0,953
0,930
0,009
0,090
0,126
0,058
0,205
0,503
0,787
0,783
0,009
0,114
0,135
0,060
0,216
0,532
0,887
0,830
0,010
0,112
0,138
0,066
0,214
0,529
0,977
0,923
0,009
0,094
0,123
0,060
0,192
0,474
0,900
1,347
0,009
0,106
0,140
0,056
0,224
0,548
0,960
1,137
0,011
0,091
0,131
0,064
0,182
0,479
1,617
1,949
0,009
0,096
0,122
0,062
0,194
0,496
1,114
1,210
0,009
0,098
0,117
0,058
0,197
0,505
1,054
1,057
0,010
0,097
0,116
0,063
0,198
0,503
1,134
1,319
0,010
0,097
0,119
0,062
0,190
0,490
1,114
1,089
0,009
0,097
0,109
0,059
0,188
0,485
0,997
0,913
0,009
0,097
0,111
0,060
0,187
0,482
1,024
1,137
0,010
0,098
0,127
0,068
0,201
0,505
1,187
1,017
0,010
0,090
0,118
0,064
0,191
0,488
1,074
1,423
0,009
0,096
0,109
0,058
0,182
0,458
0,992
0,977
Quadro 3A – Caracterização física da água residuária de suinocultura em função do volume de poros filtrados e do material
filtrante
Material filtrante
Efluente
Casca de arroz
Casca de café
Volume de
poros
0,22
0,65
1,09
1,53
1,96
2,40
2,84
3,27
3,71
4,14
0,24
0,71
1,19
1,66
2,14
2,61
3,09
3,56
4,04
4,51
Velocidade de
escoamento
cm h-1
176,084
152,084
152,124
147,226
141,948
141,971
143,054
145,524
124,759
149,039
216,951
221,670
226,863
221,918
211,681
202,616
204,732
158,102
149,176
147,957
Condutividade
elétrica
mS cm-1
6,234
8,267
8,182
8,197
8,027
8,277
8,047
7,984
7,922
8,059
8,029
11,694
11,532
10,019
6,835
8,372
7,842
8,109
7,822
7,842
7,772
Densidade
g cm-3
1,005
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,010
1,011
1,007
1,006
1,006
1,005
1,005
1,004
1,005
1,005
Sólidos
sedimentáveis
mL L-1
88,250
15,000
2,425
6,150
4,150
4,275
6,625
6,375
13,000
2,425
0,225
0,150
1,025
0,200
4,725
7,500
3,333
Sólidos
totais
g L-1
5,500
4,448
6,004
3,947
3,810
3,893
3,725
3,567
3,547
3,635
3,559
21,065
17,627
12,724
9,158
7,373
6,510
5,832
5,672
5,451
5,218
Quadro 3A, Cont.
Material filtrante
Bagaço de cana-de-açúcar
Sabugo de milho
Volume de
poros
0,24
0,71
1,19
1,67
2,14
2,62
3,10
3,57
4,05
4,53
0,29
0,88
1,46
2,05
2,63
3,22
3,80
4,38
4,97
5,55
Velocidade de
escoamento
cm h-1
148,883
159,481
159,926
145,768
140,137
140,216
138,003
136,096
138,067
137,351
152,413
144,279
139,401
136,486
136,805
133,706
130,737
126,941
125,517
120,527
Condutividade
elétrica
mS cm-1
8,227
8,352
8,369
8,599
8,254
8,242
8,264
8,302
8,292
8,242
9,972
9,474
8,967
8,429
8,479
8,464
8,262
8,304
8,299
8,012
Densidade
g cm-3
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,005
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
Sólidos
sedimentáveis
mL L-1
5,677
4,008
3,892
3,916
3,988
3,967
3,719
3,745
3,827
3,679
7,928
6,054
4,805
5,265
4,482
4,034
4,300
3,964
3,939
4,016
Sólidos
totais
g L-1
50,875
1,675
4,625
6,375
5,000
9,125
8,250
8,333
52,500
6,300
5,750
7,050
2,725
5,800
7,000
5,500
Quadro 3A, Cont.
Material filtrante
Serragem de madeira
Fino de carvão vegetal
Volume de
poros
0,22
0,65
1,09
1,52
1,96
2,39
2,83
3,26
3,70
4,13
0,39
1,18
1,97
2,76
3,55
4,34
5,13
5,92
6,71
7,50
Velocidade de
escoamento
cm h-1
121,661
134,529
132,366
133,097
134,235
135,089
135,835
137,421
138,673
138,661
104,595
115,126
119,031
116,107
115,873
117,192
116,350
115,727
118,369
116,481
Condutividade
elétrica
mS cm-1
5,994
5,992
5,937
5,887
5,967
6,082
6,089
6,039
6,254
6,062
7,687
7,617
7,742
7,714
7,599
7,649
7,694
7,717
7,724
7,969
Densidade
g cm-3
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
1,004
Sólidos
sedimentáveis
mL L-1
5,310
4,695
4,201
4,395
3,147
3,864
3,972
3,705
3,806
3,759
4,169
3,752
3,641
3,708
3,978
3,801
3,619
3,606
3,443
3,600
Sólidos
totais
g L-1
16,333
1,633
0,933
1,533
2,600
5,200
7,667
5,500
21,500
3,200
4,700
8,750
8,875
7,125
11,250
10,000