UNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA
ESCOLA POLITÉCNICA
DEPTº DE ENGENHARIA AMBIENTAL - DEA
MESTRADO PROFISSIONAL EM
GERENCIAMENTO E TECNOLOGIAS
AMBIENTAIS NO PROCESSO PRODUTIVO
EDUARDO HENRIQUE BORGES COHIM SILVA
POLIMENTO DE EFLUENTE DE UASB COM
FILTROS INTERMITENTES DE AREIA
SALVADOR
2006
EDUARDO HENRIQUE BORGES COHIM SILVA
POLIMENTO DE EFLUENTE DE UASB COM FILTROS
INTERMITENTES DE AREIA
Dissertação apresentada ao curso de Mestrado
Profissional em Gerenciamento e Tecnologias
Ambientais no Processo Produtivo, Escola
Politécnica, Universidade Federal da Bahia,
como requisito parcial para obtenção do grau
de Mestre.
Orientador: Profº. PhD. Asher Kiperstok
Salvador
2006
S5861 Cohim, Eduardo
Polimento de efluente de USAB com filtros intermitentes de
areia. / Eduardo Henrique Borges Cohim Silva. --- Salvador-BA,
2006.
128p. il.
Orientador: Prof. Asher Kiperstok
Dissertação (Mestrado em Gerenciamento e Tecnologias
Ambientais no Processo Produtivo) - Universidade Federal da
Bahia. Escola Politécnica, 2006.
1. Esgotos domésticos – Tratamento biológico 2. Águas
residuais – Purificação – Tratamento biológico
3. Meio
Ambiente. I. Universidade Federal da Bahia. Escola Politécnica.
II. Kiperstok, Asher. III. Título.
628.354
AGRADECIMENTOS
A concretização de uma pesquisa – por mais simples que ela seja –
nunca é fruto de um trabalho individual, exclusivamente. Ao contrário, precisa
de muita e diversificada ajuda. Gostaria aqui de reconhecer e agradecer de
forma especial algumas das mais valiosas com que contei.
Em primeiro lugar, ao meu orientador, o Professor PhD. Asher
Kiperstok, pelo exemplo, imensamente admirado, de sua capacidade de pensar
sem amarras.
Ao colega graduando de Engenharia Ambiental, Alisson Meireles,
cuja ajuda na realização dos experimentos, na preparação dos relatórios e na
revisão do texto final foi fundamental para a concretização deste trabalho.
À Empresa Baiana de Águas e Saneamento, que apoiou financeira e
materialmente o trabalho, especialmente ao seu Diretor de Operações Engº.
Jessé Mota Carvalho Filho e à sua Diretora Administrativa Bel. Kátia Maria
Alves Santos.
À FINEP, que, por meio do Edital nº. 4 do PROSAB, financiou parte
dos estudos desta dissertação.
Ao Laboratório de Geotecnia Ambiental – GEOAMB, especialmente
ao seu coordenador, o Professor Dr. Sandro Machado, pela realização dos
ensaios de granulometria e curvas de retenção de umidade das areias
utilizadas.
A Sidnei Pereira Alves que, além de montar o aparato experimental,
prestou uma assistência contínua no decorrer dos trabalhos, ajudando a
solucionar os problemas surgidos.
A Bibliotecária Linda Carla Bulhosa, sempre prestimosa na busca de
itens bibliográficos dados como impossíveis de serem obtidos.
A todos, e foram muitos, que ajudaram e que deixam de ser aqui
citados para evitar o alongamento excessivo desta lista.
RESUMO
Esta dissertação propõe-se ao estudo da viabilidade do uso de filtros
intermitentes em leito de areia (FILA), uma tecnologia de tratamento do esgoto
convencional adaptável a pequenas comunidades, que possibilita o reúso
seguro da água e a preservação dos nutrientes. Essas unidades podem
produzir um efluente com DBO e SST abaixo de 10,0 mg/l, turbidez menor que
2 NTU e são ainda capazes de remover de 2 a 4 log de coliformes, sem perda
de nutrientes. Além disso, requerem uma área 5 a 10 vezes menor que lagoas
de estabilização, podendo se adequar melhor em locais com menor
disponibilidade terreno. O foco deste trabalho é a avaliação do efeito da
variação do tamanho efetivo do leito filtrante e da freqüência de aplicação na
qualidade do efluente final. Para isso, foram construídos nove filtros, com
diâmetro de 300 mm, arranjados em 3 conjuntos de três unidades, com leitos
filtrantes constituídos por areias com tamanhos efetivos de 0,5, 0,7 e 1,2 mm e
coeficientes de uniformidade menor ou igual a 2 e espessura de 60,0 cm.
Todos os filtros receberam o efluente de um UASB na mesma carga hidráulica
de 0,60 m/dia, dividida em 24, 48 e 96 doses por dia, respectivamente para
cada conjunto.Os FILAs mostraram uma elevada eficiência no tratamento,
produzindo efluentes com concentração de sólidos suspensos menor que 5,0
mg/l; DBO menor que 10,0mg/l, e uma nitrificação média de 70%. Além disso,
obtiveram-se remoções de coliformes fecais de mais de 4 unidades
logarítmicas, com efluente final com concentrações inferiores a 1000
UFC/100ml, atendendo ao padrão de irrigação irrestrita sugerido pela
Organização Mundial da Saúde.
Palavras-chave: FILA; filtro intermitente; tamanho efetivo; freqüência de
aplicação; higienização de esgoto; preservação de
nutrientes
ABSTRACT
This dissertation attempts to study the viability of the use of
intermittent sand filters ISF, a conventional method of sewage treatment which
can be adapted for use in small communities and which can permit the safe
reuse of water without removing nutrients. Such filters can produce an effluent
with a BOD and TSS of below 10.0mg/l, turbidity below 2 NTU and are even
able to remove 2 to 4 log of coliforms without losing any of the nutrients. They
also require an area 5 to 10 times less extensive than that of stabilization ponds
and are therefore more suited to areas where there is little land available. The
focus of this work was to evaluate the effect of the variation of the effective size
of the filter bed and the frequency of application on the quality of the final
effluent. Nine filters were constructed, each 300mm in diameter arranged in
sets of 3 with filter beds made of sands of 0.5, 0.7 and 1.2mm with uniformity
coefficients of less than or equal to 2 and a thickness of 60cm. All the filters
received effluent from an Up-Flow Anaerobic Sludge Blanket – UASB at the
same rate, 0.6m/day, divided into daily doses of 24, 28 and 96 respectively. The
filters showed high level of efficiency in treatment producing effluent with
suspended solids concentration of less than 5mg/l, BOD lower than 10mg/l and
70% average nitrification levels. Furthermore, the removal of fecal coliforms of
more than 4 log was achieved producing a final effluent with concentrations of
below 1000 CFU/100ml, satisfying the WHO recommendation for unrestricted
use in irrigation.
Keywords: ISF; intermittent sand filter; effective size; dosing frequency;
wastewater hygienization; nutrients preservation
LISTA DE FIGURAS
Figura 1: O modelo atual de saneamento e o ciclo dos nutrientes ..................... 17
Figura 2: O ecossaneamento e o ciclo dos nutrientes........................................... 28
Figura 3: Características das frações do esgoto doméstico................................. 30
Figura 4: Filtro Intermitente Modelo USPHS 1920 ................................................. 37
Figura 5: Mecanismo básico do transporte da água na filtração ......................... 41
Figura 6: Representação esquemática de um biofilme bacteriano. .................... 46
Figura 7: Gráfica - α em função da porosidade do meio ....................................... 52
Figura 8: Coeficiente de difusão do oxigênio no solo No eixo X é porosidade
acessível, fa ................................................................................................................... 53
Figura 9: Esquema da seqüência de aplicação...................................................... 54
Figura 10: Troca gasosa convectiva durante alimentação e drenagem ............. 56
Figura 11: Variação dos estoques de água e ar..................................................... 56
Figura 12: Efeito da existência de lâmina d’água sobre a superfície do leito.... 57
Figura 13: Capacidade total de oxidação em função da carga hidráulica.......... 59
Figura 14: Efeito da carga hidráulica nos filtros...................................................... 62
Figura 15: Ilustração das quatro fases de um meio poroso não saturado
colonizado ..................................................................................................................... 62
Figura 16: Papel do biofilme na condutividade hidráulica: à esquerda, meio
virgem; à direita, meio colonizado............................................................................. 64
Figura 17: Fluxo de oxigênio entre o ar e o biofilme.............................................. 65
Figura 18: Biofilme em meio poroso não saturado. ............................................... 66
Figura 19: Eliminação de coliformes termotolerantes a diferentes profundidades
e cargas hidráulicas..................................................................................................... 75
Figura 20: Remoção de microrganismo em função da carga hidráulica ............ 76
Figura 21: UASB .......................................................................................................... 79
Figura 22: Chegada do esgoto bruto........................................................................ 80
Figura 23: Caixa de Divisão de Vazão - CDV ......................................................... 80
Figura 24: Alimentação dos FILAs............................................................................ 81
Figura 25: Detalhes do FILA ...................................................................................... 82
Figura 26: Curva granulométrica das AMOSTRAS 01, 02, 03, 04 e 05 ............. 83
Figura 27: Conjunto do aparato experimental......................................................... 84
Figura 28: Hidrogramas de saída.............................................................................. 89
Figura 29: Box Plot Variação de SS com TE e F ................................................... 92
Figura 30: Variação temporal de SS......................................................................... 93
Figura 31: Relação entre volume retido por filtração e volume do leito, σ ......... 95
Figura 32: Tendência de DBO5 efluente x tempo de passagem.......................... 99
Figura 33: Box Plot Variação da DBO com TE e F .............................................. 100
Figura 34: Variação temporal da DBO ................................................................... 101
Figura 35: Oxidação da amônia .............................................................................. 102
Figura 36:Box Plot Variação da qualidade do efluente com TE e F.................. 105
Figura 37: Remoção de C.TE. versus TMP........................................................... 107
Figura 38: Perfil da Biomassa Heterotrófica após 3 dias de operação (H = 0,5
m/d; DQO afluente = 300 mg/L; N-NH4 afluente = 60 mg/L) ............................. 108
Figura 39: Evolução da colmatação filtros Conjunto 1 (F 24 d-1)....................... 109
Figura 40: Evolução da colmatação filtros Conjunto 2 (F 48 d-1)....................... 110
Figura 41: Evolução da colmatação filtros Conjunto 3 (F 96 d-1)....................... 111
Figura 42: Evolução da colmatação filtros TE 0,5 (F 24 d-1, 48 d-1 e F 96 d-1)112
Figura 43: Evolução da colmatação filtros TE 0,7 (F 24 d-1, 48 d-1 e F 96 d-1)113
Figura 44: Evolução da colmatação filtros TE 1,2(F 24 d-1, 48 d-1 e F 96 d-1) 114
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 Arranjo Experimental .................................................................................. 14
Tabela 2: Composição do biofilme............................................................................ 46
Tabela 3: Tendência geral de desempenho em função dos fatores de projeto 70
Tabela 4: Resumo dos resultados dos ensaios de caracterização realizados.. 84
Tabela 5: Protocolo experimental ............................................................................. 85
Tabela 6: Tempos de aplicação ................................................................................ 85
Tabela 7: Características do efluente do UASB ..................................................... 86
Tabela 8: Parâmetros analisados ............................................................................. 87
Tabela 9: Tempo Médio de Passagem, minuto ...................................................... 90
Tabela 10: Comparação das médias de concentração de SS ............................. 91
Tabela 11: Limites de turbidez na Resolução nº. 357/2005 ................................. 94
Tabela 12: Concentrações de cátions no sistema (mg/l) ...................................... 96
Tabela 13: Estimativa de SDT em função de CE ................................................... 97
Tabela 14: Restrição de uso para água de irrigação ............................................. 97
Tabela 15: Razão de adsorção de sódio ................................................................. 97
Tabela 16: Valores de CE para algumas culturas, sem perda de produção ..... 98
Tabela 17:Resultados médios de DBO5 .................................................................. 99
Tabela 18:Resultados médios de C.TE. no efluente dos filtros ......................... 104
Tabela 19: Densidades médias de C.TE. (uLog/100ml) .................................... 104
Tabela 20:Remoção de nutrientes.......................................................................... 115
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
ABC
Alumen, blood e clay
ABNT
Associação Brasileira de Normas Técnicas
CDV
Caixa Divisora de Vazão
CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
DLVO
Drejaguin, Landau, Verway e Overbeck
ETE
Estação de Tratamento de Esgotos
FILA
Filtros Intermitentes em Leito de Areia
FINEP
Financiadora de Estudos e Projetos
GEOAMB Laboratório de Geotecnia Ambiental
ISF
Intermittent Sand Filters
MSBH
Massachusetts State Board pf Health
ODM
Objetivos de Desenvolvimento para o Milênio
PEC
Polímeros extracelulares
PROSAB Programa de Saneamento Básico
PVC
Policloreto de vinila
RAS
Razão de Adsorção de Sódio
RAS
Razão de Adsorção de Sódio
RBC
Biodisco Contator Rotatório
TMP
Tempo Médio de Passagem
UASB
Up-flow Anaerobic Sludge Blanket
UNEP
Programa para o Meio Ambiente das Nações Unidas
UNICEF
Fundo das Nações Unidas para Infância
USEPA
United States Environment Protection Agency
WHO
World Health Organization
Conselho Colaborativo para o Abastecimento de Água e
WSSCC
Saneamento
LISTA DE SÍMBOLOS
C
C.TE
CE
Co
Concentração de oxigênio na fase gasosa
Coliformes Termotolerantes
Condutividade Elétrica
Teor de oxigênio no ar atmosférico
Co
CU
D
Concentração ponderada do oxigênio no ar
Coeficiente de Uniformidade
Coeficiente de difusão no meio poroso
Diâmetro efetivo, correspondente a 10% em peso total das partículas
menores que ele
Diâmetro correspondente a 50% em peso total das partículas menores
que ele
Demanda Bioquímica de Oxigênio
Demanda Bioquímica de Oxigênio do 5º dia
d10
d50
DBO
DBO5
Do
DQO
DTO
F
H
J
L
NH4+
Coeficiente de difusão do oxigênio no ar
Demanda Química de Oxigênio
Demanda Total de Oxigênio
Freqüência de Aplicação
Altura do leito
Altura da lâmina de água aplicada durante uma seqüência de
alimentação
Fluxo de oxigênio por unidade de superfície
Carga hidráulica diária
Amônia
Ni
Concentração de amônia no afluente
No
NTK
NTU
qa
Concentração de amônia no efluente
Nitrogênio Total de Kiron
Unidade de Turbidez
Vazão aplicada
qe
Vazão escoada
qi
s
As
SDT
SS
SST
Sw
T
TD
TE
Vazão infiltrada
Volume total do leito filtrante
Estoque de ar em volume
Sólidos Dissolvidos Totais
Sólidos Suspensos
Sólidos Suspensos Totais
Estoque de água em volume
Temperatura
Intervalo de tempo de um ciclo
Tamanho Efetivo
ho
tm
α
θ
ρa
Tempo médio de detenção hidráulica
Fator de impedância
Umidade volumétrica do leito
Massa de ar a pressão considerada
ρao
Massa de ar a pressão atmosférica
Φa
Porosidade ocupada pelo ar
Φa
Porosidade livre ao ar
Φt
Porosidade total
ωc
Capacidade de oxidação pela via convectiva
ωd
Capacidade de oxidação pela via difusiva
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO
2. JUSTIFICATIVA E CONTEXTUALIZAÇÃO
2.1. O MODELO CONVENCIONAL
2.2. PERSPECTIVA HISTÓRICA
2.3. A CRISE DO SANEAMENTO
2.4. TECNOLOGIAS LIMPAS APLICADAS AO SANEAMENTO
2.5. UMA FASE INTERMEDIÁRIA
3. OBJETIVOS
4. A FILTRAÇÃO INTERMITENTE EM LEITO DE AREIA
4.1. HISTÓRICO DA FILTRAÇÃO INTERMITENTE
4.2. MECANISMOS DE REMOÇÃO
4.2.1. Mecanismos Físicos
4.2.2. Processos Biológicos
4.2.3. O Biofilme
4.2.4. O Balanço de Oxigênio
4.2.5. Capacidade de Oxidação
4.2.6. Aspectos Hidráulicos
4.2.7. Trocas no Biofilme
4.2.8. Colmatação
4.3. REMOÇÃO DE CONTAMINANTES EM FILAs
4.3.1. Remoção de Sólidos Suspensos
4.3.3. Remoção de Nutrientes
4.3.4. Remoção de Microrganismos
5. METODOLOGIA
5.1. APARATO EXPERIMENTAL
5.2. O MEIO FILTRANTE
5.3. O PROTOCOLO EXPERIMENTAL
5.4. CARACTERÍSTICAS DO EFLUENTE APLICADO
5.5. OPERAÇÃO E AMOSTRAGEM DOS FILTROS
5.6. ASPECTOS HIDRÁULICOS
5.7. COLMATAÇÃO
6. RESULTADOS E DISCUSSÃO
6.1. ASPECTOS HIDRÁULICOS
6.2. SÓLIDOS SUSPENSOS
6.3. CÁTIONS E CONDUTIVIDADE ELÉTRICA
6.4. SUBSTÂNCIAS OXIDÁVEIS
6.5. MICRORGANISMOS
6.6. NUTRIENTES
6.7. OUTROS ASPECTOS
7. CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES
REFERÊNCIAS
12
15
16
18
24
26
31
33
34
35
38
39
43
44
50
58
60
64
66
67
67
71
73
79
79
82
85
85
86
87
88
89
89
90
96
98
104
115
116
117
120
12
1.INTRODUÇÃO
O setor de saneamento, entendido aqui no seu sentido mais estrito
como a coleta e a disposição dos esgotos sanitários, encerra o fluxo de dois
recursos vitais: água e nutrientes.
O sistema convencional para abastecimento de água e saneamento
baseia-se num único uso da água, na coleta e no tratamento de efluentes e na
disposição final do efluente tratado e dos lodos produzidos durante o
tratamento (FANE, 2003). Embora esse sistema tenha obtido sucesso na
eliminação de epidemias de doenças de veiculação hídrica, ele adota uma
lógica de fim de tubo, que se caracteriza pelo fluxo linear dos recursos água e
nutrientes, e não tem condições de atender às demandas atuais do serviço. As
conseqüências do uso desse sistema têm sido a exaustão e poluição dos
mananciais de água e o empobrecimento dos solos.
Esse modelo de saneamento teve sua origem na metade do século
XIX, quando os sanitaristas de então, apoiados na teoria dos miasmas,
encontraram no afastamento dos esgotos a solução para as epidemias de
cólera que assolavam as grandes cidades, sob os efeitos da recente
urbanização decorrente da industrialização. O surgimento desse modelo
rompeu com o modo orgânico de relacionamento que havia entre as cidades e
os campos agrícolas e segundo o qual os produtos do metabolismo urbano
eram utilizados na produção de alimentos, num movimento cíclico que
colaborava para a manutenção da fertilidade dos solos. Essa nova forma de
lidar com as excretas intensificou-se com o crescimento econômico e a
necessidade de alimentação da população, as duas principais ameaças ao
abastecimento de água.
A escassez de água e a poluição dos recursos hídricos representam
um problema de saúde pública, limitam o desenvolvimento econômico e
agridem o meio ambiente, conseqüências mais notadas nos países em
desenvolvimento (NIEMCZYNOWICZ, 1996). Considerando essa situação, a
água usada torna-se um recurso valioso se atentarmos para o fato de que a
maioria dos usos não requer a qualidade da água potável. Uma vez usada, a
água pode ser tratada e reusada, reduzindo a pressão sobre os mananciais
13
contribuindo assim para sua preservação e para o aumento da disponibilidade
de água doce (ANDERSON e OUTROS, 2001).
Na busca da sustentabilidade para o setor, várias propostas têm sido
apresentadas a partir do início dos anos noventa. As estratégias consideradas
incluem: o uso do esgoto para agricultura local (urbana); a reciclagem dos
esgotos como fonte secundária de água; a separação das águas cinza para
tratamento e o reuso; a separação de urina e fezes para reutilização de
nutrientes.
O uso dos esgotos tratados mais próximos às fontes geradoras
constitui uma possibilidade concreta e vantajosa da reciclagem dos nutrientes
(reintroduzindo-os no ciclo natural produtivo) como sendo uma etapa
intermediária
de
um
novo
modelo
tecnológico
de
saneamento
que,
possivelmente, caminhará para a separação das diversas correntes na própria
origem, dando a cada uma o destino produtivo mais adequado. Nesse
contexto, a tecnologia de filtração intermitente em leito de areia (FILA) para o
tratamento de esgotos apresenta vantagens consideráveis. A redução da carga
orgânica, a remoção de microrganismos em mais de 99.9% e a produção de
um efluente claro com teor de sólidos suspensos inferior a 10,0 mg/l são
algumas dessas vantagens. O mais importante, porém, é que esse
desempenho pode ocorrer sem a perda dos valiosos nutrientes contidos nos
esgotos, que podem ser reintroduzidos no ciclo produtivo através da
hidroponia.
Ao longo deste trabalho é feita uma retrospectiva histórica da origem
do modelo atual de saneamento no intuito de entender as condicionantes para
o seu desenvolvimento e para a sua fixação como modelo paradigmático.
Realizou-se
uma
revisão
bibliográfica
da
tecnologia
em
saneamento
abrangendo o seu desenvolvimento e estágio atual, bem como os principais
mecanismos envolvidos no processo de tratamento de esgotos em FILAs e o
potencial de sua eficiência no que concerne aos principais constituintes do
esgoto doméstico.
Esta dissertação buscou estudar a filtração intermitente em geral e,
particularmente, o papel do tamanho efetivo do meio filtrante e da freqüência
14
de aplicação, ou seja, o fracionamento da carga hidráulica diária, no
desempenho de FILAs.
Para atingir os objetivos do trabalho, adotou-se a metodologia
descrita em detalhes no capítulo 5. Basicamente, nove filtros foram carregados
intermitentemente com o efluente de um Up-flow anaerobic sludge blanket
(UASB), em escala de laboratório, que trata parte dos esgotos da Escola
Politécnica da UFBA. As características do efluente do UASB quanto a
coliformes termotolerantes, à demanda bioquímica de oxigênio (DBO), ao
nitrogênio total e aos sólidos suspensos são, respectivamente, 5,9 unid
log/100ml, 69,0 mg/l, 178,0 mg/l e 69,0 mg/l.
As unidades de filtração foram construídas usando-se tubos de PVC
com diâmetro nominal de 300 mm, área superficial de 0,071 m2 e altura total
de 1,20 m e foram instaladas em local abrigado. A camada filtrante, constituída
por areias com coeficiente de uniformidade menor que 2,0 e possuindo uma
profundidade de 60 cm, foi colocada sobre uma camada drenante com 7,5 cm
de altura. O arranjo experimental é mostrado na Tabela 1.
Tabela 1 Arranjo Experimental
CONJUNTO 1
CONJUNTO 2
CONJUNTO 3
FI - 1 FI - 2 FI - 3 FI - 4 FI - 5 FI - 6 FI - 7 FI - 8 FI - 9
TE
0,5 0,7 1,2 0,5 0,7 1,2 0,5 0,7 1,2
-1
24
24
48
48
48
96
96
96
F (doses.d ) 24
O efluente final apresentou aspecto agradável com baixa cor e
turbidez, com concentrações de sólidos suspensos inferiores a 10,0 mg/l, DBO
abaixo de 15,0 mg/l e percentual médio de nitrificação em torno de 75%. Do
ponto de vista microbiológico, o efluente final apresentou concentrações de
coliformes termotolerantes de 2,6 a 5,1 unidades logarítmicas por 100ml, com
as contagens mais baixas para as areias mais finas e para as maiores
freqüências de aplicação. Os resultados indicam que a tecnologia de filtração
intermitente em leito de areia tem um bom potencial para polimento de efluente
de reatores anaeróbios, visando à sua reutilização em ambientes urbanos.
15
2.JUSTIFICATIVA E CONTEXTUALIZAÇÃO
Conforme
dito
anteriormente,
o
sistema
convencional
de
saneamento com sua lógica de fim de tubo, que se caracteriza pelo fluxo linear
dos recursos água e nutrientes, não tem condições de atender às demandas
atuais do serviço. As conseqüências disso têm sido, por um lado, a exaustão e
poluição dos mananciais de água e, por outro, o empobrecimento dos solos. A
origem desse modelo está na segunda metade do século XIX, quando a falta
de conhecimento levou à tomada de uma decisão equivocada que rompia com
uma lógica razoavelmente estabelecida – e que não foi revista quando novas
descobertas ocorreram. A nova maneira de tratar o problema do saneamento,
simplesmente descartando o efluente recebeu críticas de diversos pensadores
e cientistas da época, a exemplo de Victor Hugo, Pierre Leroux, Justus von
Liebig, entre outros.
Hoje, esse equívoco tem sido reconhecido por diversos organismos
internacionais como, por exemplo, o Banco Mundial, Organização Mundial da
Saúde, Programa para o Meio Ambiente das Nações Unidas - UNEP etc., os
quais apontam a necessidade do estabelecimento de um novo paradigma que
leve em conta os ciclos naturais e o uso eficiente dos recursos para fazer frente
à enorme carência de alimentos e à ausência de saneamento que existem no
mundo atual, o que pode ser constatado no quadro de miséria e doença se
observa.
Esse novo paradigma parece estar na utilização do conceito de
tecnologias limpas aplicado ao saneamento, traduzido em quatro princípios:
não utilizar mais material, energia ou outro recurso por unidade de produto do
que o absolutamente necessário; não usar material de qualidade superior ao
estritamente necessário para o processo produtivo; não misturar diferentes
correntes de resíduos; avaliar outras funções e usos econômicos de
subprodutos antes de considerar seu tratamento e sua disposição final. Esse
novo paradigma é o ecossaneamento, que adota como princípio básico o
fechamento do ciclo entre o saneamento e a agricultura; objetivando não só a
redução dos riscos à saúde relacionados ao saneamento, à água contaminada
e ao resíduo, mas também a melhoria da qualidade das águas superficiais e
16
subterrâneas e da fertilidade do solo assim como a otimização do
gerenciamento de nutrientes e de recursos hídricos.
2.1.O MODELO CONVENCIONAL
Os sistemas convencionais de saneamento (coleta, transporte,
tratamento e disposição final) funcionam segundo o conceito de tecnologias fim
de tubo: procura-se resolver os problemas, em vez de evitá-los. O modelo atual
de tratamento de esgoto, baseado nessas referidas tecnologias, tem como
características o uso perdulário dos recursos água e energia. A adoção desse
modelo também vai implicar a utilização dos nutrientes segundo um fluxo linear
no qual se esgotam as reservas do solo, que têm de ser repostas através de
fertilizantes extraídos de reservas minerais limitadas ou através de compostos
de nitrogênio cuja fabricação depende de técnicas altamente intensivas em
energia. Além disso, coletam-se todos os esgotos, independentemente de sua
natureza, para transportá-los e tratá-los em unidades centralizadas. Resultam
disso subprodutos de baixa qualidade devido à contaminação com metais
pesados e compostos xenobióticos.
Alguns autores (cf. OTTERPOHL e OUTROS, 2003a (ver Figura 1) e
Werner e outros, 2003) resumem as desvantagens do sistema convencional de
saneamento, quais sejam:
• Tratamento insatisfatório ou descarga descontrolada de mais de
90% do esgoto mundial;
• Poluição de corpos de água através de matéria orgânica,
nutrientes, substâncias perigosas, patogênicos, resíduos farmacêuticos,
hormônios etc.;
• Riscos inaceitáveis para a saúde e disseminação de doença;
• Consumo de água preciosa para transporte de resíduo;
• Alto investimento e custo de energia para a operação e a
manutenção;
• Perda de valiosos nutrientes e elementos-traço contidos nas
excretas por descarte em corpos de água;
17
• Empobrecimento
de
terras
agrícolas,
com
aumento
da
resultando
em
dependência dos fertilizantes químicos;
• Predominância
de
sistemas
centralizados,
problemas com lodo de esgoto contaminado.
Fósforo
Às vezes, importado
Nitrogênio do ar (N2)
Fábrica de Fertilizante
Nitrificação
requerendo grande
consumo de energia
Alimentos
Consumo
de água
Esgoto
Lixo
Lodo
Acumulação
Aterro, lixão
Incineração
P > 5%
N > 20%
K > 90%
Carbon
Figura 1: O modelo atual de saneamento e o ciclo dos nutrientes
Fonte: OTTERPOHL, 2003a
Esse modelo de saneamento pode ser analisado também sob o
ponto de vista das tecnologias limpas, cujas intervenções têm alcançado
grande sucesso na indústria, através da aplicação combinada dos conceitos de
prevenção da poluição, reúso da água e ecologia industrial. Se aplicarmos
alguns conceitos básicos de produção limpa ao sistema convencional de
saneamento, poderemos entender a necessidade de mudanças drásticas
(GIJZEN, 1997), conforme esta simples comparação a seguir:
Princípio 1: Não utilizar mais material, energia ou outro recurso por
unidade de produto que o absolutamente necessário.
Prática atual: A depender da região, consome-se entre 100 e 350
litros per capita de água potável por dia, enquanto apenas cerca de dois litros
são utilizados realmente para beber.
Princípio 2: Não usar material de qualidade superior ao estritamente
necessário para o processo produtivo.
18
Prática atual: Usa-se água de alta qualidade para dar descarga em
vasos sanitários, limpar o piso, lavar o carro e molhar os jardins.
Princípio 3: Não misturar diferentes correntes de resíduos.
Prática atual: Já no interior do domicílio vários fluxos são misturados.
Misturam-se urina e fezes formando as denominadas as águas negras e águas
de chuveiro, de lavatórios, de lavagem de roupas formando as denominadas
águas cinza. Sob a denominação genérica de esgotos domésticos, é lançado
na rede coletora e misturado com efluentes industriais e, freqüentemente, com
águas de chuva.
Princípio 4: Avaliar outras funções e usos econômicos de
subprodutos antes de considerar seu tratamento e disposição final.
Prática atual: o esgoto é descarregado em corpos d’água com ou
sem tratamento prévio.
Nesse contexto, vale também lembrar a reflexão feita por Feachem e
outros (1983):
Aqueles cuja atividade é selecionar e projetar sistemas
apropriados para a coleta e o tratamento dos esgotos devem
ter em mente que as práticas européias e norte-americanas
não representam o zênite do desenvolvimento científico nem
são produto de um processo lógico e racional. Ao contrário,
eles são produto da história, uma história que começou na
segunda metade do século XIX quando pouco se conhecia
sobre a física e a química do assunto e quando, praticamente,
nenhum conhecimento aplicável de microbiologia tinha sido
descoberto. Essas práticas não são especialmente inteligentes,
nem lógicas, nem completamente efetivas e não são
necessariamente o que seria feito hoje se esses mesmos
países tivessem a chance de começar de novo (FEACHEM e
OUTROS,1983, p. 63).
Examinemos, então, as origens desse modelo.
2.2.PERSPECTIVA HISTÓRICA
Nas sociedades primitivas, antes de se tornar civilizado, o homem, o
mais inteligente dos animais, depositava suas excretas no solo como a maioria
das espécies da Terra (ROCKEFELLER, 2001).
Encontram-se exemplos muito conhecidos de saneamento no
alvorecer da civilização, quando algumas grandes cidades da época
19
dispunham de sistema de abastecimento de água e de coleta e transporte das
excretas. Destacam-se algumas cidades do Império Mesopotâmico de 3500 a
2500 a.C. (GRAY, 1940), a cidade de Mohenjo-daro no território do atual
Paquistão entre 3000 e 2500 a.C. (WEBSTER, 1961), o Palácio de Knossos na
ilha de Creta entre 2500 e 1700 a.C. (ANGELAKIS, 2005) e os célebres
aquedutos e o não menos célebre sistema de drenagem de águas servidas de
Roma, Cloaca Máxima, de 350 a.C. a 400 d.C. (HANSEN, [200-?]).
Não se sabe o destino final dado a essas águas em algumas dessas
civilizações. Entretanto, Gray (1940) sugere que eram utilizadas em irrigação
de campos agrícolas, e Angelakis (2005) diz haver evidências de que em 1700
a.C. os esgotos eram reunidos em bacias de onde eram conduzidos, via
canais, para campos agrícolas.
O valor fertilizante das excretas humanas é reconhecido há séculos
nas sociedades orientais e em partes da Europa, onde seu uso agrícola foi
praticado até a segunda metade do século XIX. Ainda hoje esse recurso ajuda
a manter a fertilidade da terra em algumas regiões fornecendo alimento a
grandes populações (HAMLIN, 1980 e ESREY e outros, 2000).
O crescimento populacional urbano subseqüente à revolução
industrial associado ao domínio da fabricação de tubos e bombas ensejou o
desenvolvimento de sistemas públicos de distribuição de água, aumentando o
seu
consumo
e
comprometendo
a
capacidade
das
fossas.
Estas
transbordavam, gerando uma situação de grande desconforto e extremo risco
para a saúde pública, o que se concretizou através de sucessivas epidemias de
cólera que dizimaram expressivas parcelas da população (COOPER, 2001).
Por outro lado, o crescimento das cidades aumentou a oferta de biofertilizantes,
fazendo com que o preço desse produto despencasse. Os fazendeiros vizinhos
às cidades ficavam saturados do produto enquanto que os que estavam mais
distante tinham que arcar com um custo de transporte muito alto (HAMLIN,
1980).
O mercado de excretas foi definitivamente abalado com a introdução
do vaso com descarga hídrica. Inventado no final do século XVI por John
Harrington, esse utensílio foi aperfeiçoado no final do século XVII e introduzido
20
comercialmente na Inglaterra em 1810. Essa nova tecnologia teve boa
receptividade entre o público mais rico e entre os sanitaristas, para quem o
mau cheiro das fossas era a origem dos miasmas e vapores causadores das
doenças (HAMLIN, 1980). A disseminação de seu uso, todavia, não foi rápida.
Em Milão, em meados do século XIX, havia poucos sanitários com descarga
porque os agricultores se recusavam a comprar os dejetos diluídos em água.
Na Suécia, o primeiro vaso com descarga foi instalado em 1883, mas sua
introdução foi muito lenta devido à proibição contra o uso da água para fins de
descarga (CRONSTROM, 1986 apud HOGLUND, 2001). Ocorria também um
debate intenso entre autoridades e médicos que defendiam o uso do vaso com
descarga e aqueles que temiam a ocorrência de entupimentos e poluição das
águas. Como o uso de vasos iria encerrar a utilização de fezes e urina como
fertilizantes, representantes dos fazendeiros também se posicionaram contra
sua implementação (LUNDGREN, 1994 apud HOGLUND, 2001). A distribuição
para os fazendeiros do grande volume de esgoto criado pelo vaso sanitário
estava fora de questão, embora alguns sonhassem com uma grande rede de
tubos saindo das metrópoles e se distribuindo pela zona rural com cada
fazenda tendo uma ligação com um medidor para que o fazendeiro pudesse
ser cobrado pelo seu consumo (PARLIAMENTARY PAPERS, 1864 apud
HAMLIN, 1980). Quando foi finalmente aceito, o vaso com descarga passou a
ser considerado como a solução ideal (HOGLUND, 2001). Otterpohl (2003a)
cita uma pesquisa de opinião realizada no Reino Unido em 1997, na qual os
vasos sanitários com descarga foram considerados o invento mais importante
do ser humano, à frente do computador (2º lugar) e da roda (5º lugar).
Entretanto, o lançamento dos esgotos nos cursos d’água gerou
outros problemas sociais. A sua proximidade com os locais de captação para
abastecimento público fazia desses lançamentos uma ameaça à saúde pública,
concretizada em sucessivas epidemias de cólera. Houve conseqüências
também no suprimento alimentar em virtude do extermínio de peixes devido à
poluição. Os rios já não podiam ser incluídos entre as amenidades urbanas. A
navegação ficou comprometida pela formação de bancos de material
sedimentado (HAMLIN, 1980).
21
Essa situação motivou a crítica de Victor Hugo aos sistemas de
esgoto no livro Os Miseráveis (1862) em que ele analisa as conseqüências da
rede de esgoto de Paris para a quebra do ciclo natural dos nutrientes. Em um
trecho deste livro pode-se ler o seguinte:
Paris lança cinco milhões de francos por ano no mar. E isto não
metaforicamente. Como, e de que modo? Dia e noite.
Com que propósito? Nenhum. Com que pensamento? Sem
pensar nisto. Para o que usa? Para nada. Por meio de que
órgão? Por meio de seu intestino. O que é seu intestino? Sua
rede de Esgotos...
Depois de longa experimentação, a ciência sabe agora que o
mais fertilizador e o mais efetivo dos adubos são aqueles do
homem [...].
Empregar a cidade para enriquecer os campos seria um
sucesso seguro. Se de um lado nosso ouro é adubo, de outro,
nosso adubo é ouro. O que é feito com este ouro, adubo? É
varrido para o abismo [...].
O sistema presente erra tentando fazer o bem. A intenção é
boa, o resultado é triste. Os homens pensam que eles estão
saneando a cidade; eles estão emagrecendo a população…
Uma rede de esgoto é um equívoco. (VICTOR HUGO, 1862).
Outro crítico do saneamento baseado no transporte hídrico foi Pierre
Leroux que, em 1834, no início dos investimentos na construção dos sistemas
de coleta na Europa, desenvolveu uma teoria que chamou de CIRCULUS, que
defendia o reabastecimento da terra segundo um ciclo. Ele alegava que, com o
descarte do esgoto doméstico, quebrava-se o ciclo dos nutrientes (REID, 1991
apud BERNDTSSON e HYVONEN, 2002). Nas palavras de Leroux, “O
indivíduo é tanto consumidor quanto produtor e o resíduo gerado por ele pode
ser utilizado para produzir o alimento que o mantém vivo” (LEROUX).
A maioria dessas opiniões apoiava-se nos estudos do químico
alemão, Justus Von Liebig, considerado o precursor da reciclagem de sua
época. Ele estudou os requerimentos de fertilizantes das plantas e concluiu que
o lançamento dos esgotos nos oceanos era uma perda irrecuperável de
valiosos recursos naturais. Estudando a história da agricultura no norte da
África, Liebig surpreendeu-se com o destino que teve aquela região. No
primeiro século da era Cristã, era dali que saiam dois terços dos grãos
consumidos em Roma, num fluxo linear que terminava no Mediterrâneo. Isso
22
resultou no empobrecimento dos solos locais, o que levou ao declínio
ambiental e econômico da região (GARDNER, 2001). A campanha de Liebig
anunciada em seu livro Chemistry in its Application to Agriculture and
Physiology (1840), encontrou amplo apoio de todos os lados. Os sanitaristas e
as autoridades municipais viram um meio de destinação para as crescentes
quantidades de esgoto sanitário. Os moradores das margens dos rios e os
pescadores preferiam ver os esgotos indo para a terra em vez de para os rios.
Os fazendeiros viram nisso a oportunidade de obtenção de fertilizante a baixo
custo. Os líderes nacionais, preocupados com ameaça à prosperidade e à
segurança nacional em tempo de guerra que a importação de guano (fezes de
pássaro desidratadas) da América do Sul, a um custo elevado, representava,
também apoiaram a campanha (HAMLIN, 1980).
Para os cientistas da época, havia dois caminhos para a reciclagem
dos nutrientes contidos nos esgotos. Um seria removê-los do esgoto por
precipitação química. Outro seria encaminhar os esgotos para as terras
agrícolas, usando-os para irrigação (HAMLIN, 1980). Todos que eram
favoráveis à precipitação divulgavam uma receita mágica para extrair dos
esgotos suas substâncias fertilizantes, deixando a água limpa para ser lançada
em rios e lagos. O precipitado após secagem poderia ser vendido como
fertilizante. Tão atrativa era essa visão para os empresários (produzir
fertilizante e purificar a água) que, apenas na Grã Bretanha, entre 1850 e 1890,
480 patentes foram registradas (HOSMER, 1890 apud HAMLIN, 1980). A mais
famosa e, provavelmente, a de maior sucesso foi a controvertida técnica ABC
(alumen, blood e clay), que produzia um fertilizante sob o nome comercial de
Native Guano, e utilizava alúmen, argila e sangue de vaca, sal, magnésia,
permanganato de potássio e outros constituintes. Processos desse tipo
produziam fertilizantes comercializáveis, mas não resolviam o problema da
poluição dos rios, visto que também lançavam grandes concentrações de
matéria orgânica dissolvida nos mesmos. Isso levou as municipalidades a
optarem pela outra via, a irrigação de fazendas com esgoto (HAMLIN, 1980).
Operada de forma apropriada, as fazendas cumpriam bem as tarefas
de aproveitar os fertilizantes do esgoto e remover as bactérias causadoras de
doenças, além de produzir colheitas comercializáveis. Entretanto, assim como
23
os químicos, os defensores dessa corrente não entenderam o papel dos
microrganismos na decomposição da matéria orgânica contida nos esgotos, e
as fazendas tornaram-se fontes de mau cheiro. Mesmo quando funcionava,
essa alternativa requeria grandes áreas de terra que poderiam ser mais bem
utilizadas, do ponto de vista econômico, na expansão da cidade (HAMLIN,
1980).
Durante a batalha judicial sobre a responsabilidade dos bancos de
lodo formados no rio Tâmisa, técnicos ingleses tomaram conhecimento do
trabalho científico desenvolvido por dois cientistas franceses da área
agronômica: Teophile Schloesing e Achille Muntz. Estes dois pesquisadores
ficaram maravilhados com a forma com que os solos transformam amônia em
nitrato. Eles despejavam esgoto fresco contendo amônia em uma camada de
alguns centímetros de areia. Inicialmente, os esgotos saíam sem qualquer
transformação; mas, dia a dia, enquanto eles continuavam as aplicações de
esgoto na areia, ia ficando claro que os esgotos se tornavam, aparentemente,
mais purificados, e a amônia se transformava em nitrato. Após algumas
semanas, nenhuma amônia era observada no efluente do filtro. Eles então
aplicaram clorofórmio no filtro e notaram que suas propriedades nitrificantes
cessaram e o esgoto voltou a sair sem alteração de suas características. Eles
concluíram que o poder transformador do filtro de areia era devido a alguma
coisa viva, alguma colônia de vida microscópica que morria com a aplicação de
clorofórmio (SCHLOESING e MUNTZ, 1877 apud HAMLIN, 1980). Estes
cientistas, na realidade, deram seqüência aos estudos do químico alemão
Alexander Mueller, que em 1865 demonstrou que em colunas de filtração o
esgoto poderia ser purificado por meios biológicos, processo patenteado alguns
anos mais tarde. Apesar da natureza inquestionavelmente avançada da
descoberta, nem a patente nem o conceito recebeu maior atenção (PETERS e
ALLEMAN, 1982).
Estava inaugurada a era moderna do tratamento de esgoto. Agora
os esgotos poderiam ser tratados de forma efetiva e a custo relativamente
baixo, sem a dependência de grandes áreas. Ironicamente, tão logo se
aprendeu como tratar os esgotos, se esqueceu de seu valor como fertilizante
(HAMLIN, 1980).
24
Nessa época, novas fronteiras agrícolas nas Américas e na Austrália
eram incorporadas ao mercado mundial e novos meios de transporte
asseguravam a chegada de seus produtos à Europa. Pouco depois, o processo
de produção de fertilizantes nitrogenados artificiais foi descoberto. Embora
consumindo imensas quantidades de energia, essa produção encontrava
viabilidade no baixo custo da energia elétrica. Essa conjunção de fatores na
virada do século XIX para o século XX lançava uma pá de cal nas campanhas
pela reciclagem dos esgotos (HAMLIN, 1980).
2.3.A CRISE DO SANEAMENTO
O acesso ao serviço de abastecimento de água e saneamento é
uma necessidade fundamental, sendo vital para a dignidade e a saúde
pessoais. Os benefícios, econômicos inclusive, são bem documentados. É de
fundamental importância para as camadas mais pobres a economia de tempo e
a maior conveniência e dignidade proporcionadas pelo acesso à água e ao
saneamento, que se constitui, desse modo, um fator decisivo na melhoria do
estado de saúde e na produtividade econômica, sendo, conseqüentemente um
componente essencial em qualquer esforço de redução da pobreza (WHO,
UNICEF e WSSCC, 2000).
A situação mundial do saneamento atingiu uma condição de crise,
reconhecidamente, há cerca de 20 anos, quando a Cúpula Mundial para a
Criança, em 1990, definiu como meta a universalização do serviço de
saneamento para o ano 2000. Com um esforço significativo, durante a década
de 1990, a cobertura com serviço de saneamento passou de 51 para 61%,
incluindo
1
bilhão
de
pessoas
no
atendimento
com
esse
serviço
(ECOSANRES, 2005).
No início de 2000, portanto, havia 2,4 bilhões de pessoas sem
acesso ao serviço de saneamento – definido na metodologia adotada no
levantamento como sendo a conexão a uma rede pública de esgoto, a um
tanque séptico, a uma latrina com uso reduzido de água, a uma privada de
buraco ou a uma privada de buraco ventilada (WHO, UNICEF e WSSCC,
2000). Tecnicamente, porém, mesmo o acesso a um serviço assim definido
não resolve o problema de saneamento ambiental, porque as privadas de
25
buraco e tanques sépticos não higienizam as excretas e podem contribuir para
a poluição das águas subterrâneas. Os sistemas com transporte hídrico por
sua vez nem sempre estão ligados a estações de tratamento e estas quando
existem quase não removem os organismos patogênicos e nutrientes antes do
lançamento nos corpos d’água. Assim, muito mais de 2,4 bilhões de pessoas
precisam ter acesso a um serviço efetivo de saneamento (ECOSANRES, 2005)
Essa situação contribui para perpetuar o ciclo de doenças e agredir
os frágeis ecossistemas aquáticos pela sobrecarga de nutrientes e a
decorrente eutrofização. Como resultado, o quadro de saúde pública mundial
ostenta os números apresentados a seguir, retirados de Global Water Supply
and Sanitation Assessment – 2000 Report, que dão uma idéia da dimensão do
problema:
• Aproximadamente 4 bilhões de casos de diarréia por ano causam
2,2 milhões de morte, principalmente entre crianças abaixo de 5 anos;
• Os vermes intestinais infectam 10% da população nos países em
desenvolvimento;
• Estima-se que 6 milhões de pessoas ficaram cegas em decorrência
de tracoma, em uma população de risco de 500 milhões;
• Estima-se que 200 milhões de pessoas no mundo estão infectadas
com esquistossomose;
• Na China, Índia e Indonésia, morrem duas vezes mais pessoas de
diarréia do que de AIDS (WEHAB, 2002);
• Em qualquer momento, metade dos leitos hospitalares do mundo
está ocupada por pacientes com doenças de veiculação hídrica (WEHAB,
2002).
Para superar esses problemas, as Nações Unidas, durante a Cúpula
do Milênio em Nova Iorque, em setembro de 2000, estabeleceu uma série de 8
Objetivos de Desenvolvimento para o Milênio (ODM). Estas metas objetivam
alcançar a erradicação da pobreza e a promoção do desenvolvimento
sustentável através do rápido e crescente atendimento das necessidades
básicas como água potável, energia, cuidados médicos, segurança alimentar e
26
a proteção da biodiversidade. A Cúpula das Nações Unidas para o
Desenvolvimento Sustentável, realizada em Johannesburg, África do Sul, em
2002, voltou aos objetivos fixados pelo ODM com relação ao abastecimento de
água. Estes foram ampliados para incluir o serviço de saneamento, adotandose como metas aquelas indicadas pelo Water Supply and Sanitation
Collaborative Council – WSSCC (Conselho Colaborativo para o Abastecimento
de Água e Saneamento), durante o Segundo Fórum Mundial da Água em
março de 2000, e apresentadas no documento Vision 21: A shared vision for
hygiene, sanitation and water supply and a framework for action. A meta
internacional atual é:
• Reduzir à metade até 2015 o percentual de pessoas não atendidas
com serviços adequados de abastecimento de água e de saneamento;
• Atingir até 2025 a universalização do atendimento desses serviços.
Um encontro informal do Banco Mundial em Paris, em maio de 2003,
tentou avaliar os avanços conseguidos até aquela data tendo em vista alcançar
os objetivos de 2015. Esta reunião concluiu que o progresso no sentido de
alcançar o objetivo do serviço de saneamento, conforme definido em
Johannesburg, foi o mais lento de todos já obtidos, havendo um hiato enorme
entre a cobertura planejada e a realidade.
2.4.TECNOLOGIAS LIMPAS APLICADAS AO SANEAMENTO
Para alcançar a sustentabilidade no campo do saneamento
ambiental e poder atingir as metas do milênio, é necessário um novo
paradigma. Segundo Esrey (2000), a resposta está em se projetar sistemas
que não gerem resíduos.
O resíduo não existe na natureza, este é um conceito que está
apenas em nossas cabeças: todo resíduo de um organismo é alimento para
outro. “Nossos sistemas devem imitar a natureza”. Foi esta a conclusão
unânime de um grupo de peritos de várias organizações internacionais
envolvidas em saneamento ambiental que se reuniu em fevereiro de 2000 em
Bellagio, Itália. O grupo declarou ser necessário uma radical revisão de
políticas convencionais e práticas de saneamento no mundo e formulou os
27
quatro Princípios de Bellagio que devem dar suporte a qualquer nova
abordagem em saneamento ambiental (EAWAG e SANDEC, 2000).
• Dignidade humana, qualidade de vida e segurança ambiental em
nível doméstico devem estar no centro da nova abordagem, que dever ser
responsável e levar em conta as necessidades e demandas no cenário local e
nacional;
• Alinhado com os princípios da boa governança, a tomada de
decisão deve envolver a participação de todos os interessados, especialmente
os consumidores e provedores de serviços;
• Resíduos devem ser considerados um recurso e o seu
gerenciamento deve ser holístico e fazer parte do gerenciamento integrado dos
recursos hídricos e fluxo de nutrientes;
• O domínio em que os problemas de saneamento ambiental são
resolvidos deve ser mantido do menor tamanho prático (casa, comunidade,
cidade, distrito, bacia hidrográfica) e os resíduos diluídos o mínimo possível;
Estes princípios também foram endossados pelos membros do
WSSCC
(Conselho
Colaborativo
para
o
Abastecimento
de
Água
e
Saneamento) durante seu Foro Global em novembro de 2000, em Foz do
Iguaçu, Brasil.
De acordo com o Princípio de Bellagio nº. 3, o novo paradigma em
saneamento ambiental deve estar baseado em abordagens de ecossistema e
no fechamento de ciclos no fluxo de materiais em lugar de tecnologias fim de
tubo lineares, de ciclo aberto, caras e intensivas em energia.
O ecossaneamento pretende atender a essa demanda. Ele se
baseia em uma visão global de fluxos de materiais como parte de um sistema
de gerenciamento de esgoto econômica e ecologicamente sustentável,
moldado às necessidades dos usuários e às respectivas condições locais.
O princípio básico do ecossaneamento é fechar o ciclo entre
saneamento e agricultura objetivando:
• Reduzir os riscos de saúde relacionados ao saneamento, à água
contaminada e ao resíduo;
28
• Melhorar a qualidade das águas superficiais e subterrâneas;
• Melhorar a fertilidade do solo;
• Otimizar o gerenciamento de nutrientes e de recursos hídricos.
Em abordagens de ecossaneamento, o princípio básico é assegurar
o fechamento do ciclo de nutrientes entre o saneamento e a agricultura,
buscando otimizar a recuperação dos nutrientes, do material orgânico e da
água que normalmente são descartados através de sistemas de esgotamento
convencionais. Isto contribui então para salvaguardar a fertilidade do solo e
melhorar a sua estrutura e capacidade de retenção de água, enquanto reduz o
consumo de recursos finitos fornecendo uma alternativa natural em relação aos
fertilizantes químicos (ver Figura 2).
Melhoria da
camada de humus
Solo
Alimentos
Energia
Potássio
Fósforo
Nitrogênio
Carbono
Água de
Banho
Reduzir
demanda
de água
Água
Cinza
Águas
usadas
o
icn Lixo
â Orgânico
rg
o
n
io
xi
Tratamento
L
Água de
Chuva
Infiltração
Biológico
Reciclagem
P < 1%
N < 1%
Pouco Carbono
Figura 2: O ecossaneamento e o ciclo dos nutrientes
Fonte: OTTERPOHL, 2003a
A gestão da demanda, em contraposição à gestão da oferta, o uso
de tecnologias que promovam a economia de água, o reúso da água cinza para
descarga de vasos sanitários ou outros usos menos nobres e o aproveitamento
da água de chuva do telhado são soluções adotadas no ecossaneamento.
A redução do consumo doméstico de água é uma maneira bastante
efetiva para a redução da captação de águas naturais, do volume de esgoto e
do porte do tratamento. Os benefícios da conservação da água incluem a
redução dos custos com o abastecimento de água e esgotamento sanitário,
29
além de reduzir o impacto na bacia onde a água é captada (GIJZEN, 1997;
VAN DER VLEUTEN-BALKEMA, 2003).
O efetivo reúso dos recursos contidos nas excretas e no lixo
orgânico deve considerar também o componente da energia (GIJZEN, 1997,
VAN DER VLEUTEN-BALKEMA, 2003). Por exemplo, o tratamento dos
esgotos em reatores anaeróbios de alta taxa, além de não requerer energia
para aeração, produz mais ou menos 375 L de gás metano por kg de DBO
removida (GIJZEN, 1997). Entretanto, a geração e o aproveitamento do biogás
tornam-se menos interessantes à medida que aumenta a diluição do esgoto.
Desse modo, a mistura das excretas com a água cinza dificulta esse
aproveitamento.
Os esgotos, com o elevado conteúdo de nutrientes que possuem,
têm como destino natural a produção agrícola, fechando o ciclo dos nutrientes.
Entretanto, o alto risco decorrente da presença de organismos patogênicos
impõe a necessidade de um tratamento prévio para a higienização do recurso
antes da sua utilização. Esse tratamento pode ter como primeira etapa a
digestão anaeróbia para redução da carga orgânica e sua transformação em
energia, conforme mencionado acima, e as etapas posteriores adequadas ao
uso pretendido.
Uma estratégia freqüentemente aplicada na prática em projetos de
ecossaneamento é separar os fluxos e o tratamento de fezes, urina e água
cinza, o que minimiza o consumo da água potável necessária para dar
descarga e transportar resíduos. Isto também tem vantagens importantes tendo
em vista que as frações diferentes têm diferentes características e podem ser
tratadas de acordo com as exigências do reúso específico.
A coleta, o tratamento e o reúso, em separado, das diversas
correntes oferecem novas possibilidades para soluções mais específicas e
eficientes do ponto de vista econômico. Os fluxos de esgoto separados têm
sido caracterizados como exposto a seguir:
Água preta - uma mistura de fezes e urina com ou sem esgoto de
chuveiros, lavadoras de roupa etc.,
Água amarela - urina só ou misturada com água
30
Água marrom - água preta sem urina
Água cinza - água doméstica sem fezes e urina
A urina, ou água amarela contém a proporção mais alta de
nutrientes naturais (nitrogênio, fósforo e potássio), os quais estão diretamente
disponíveis a plantas, sendo igualmente efetivos como fertilizantes minerais. A
urina contém aproximadamente 90% do nitrogênio total, 55% do fósforo total e
uma porção significativa do potássio contido na excreta humana. Uma
separação parcial de fluxo e uso da urina é particularmente aconselhável
devido ao seu baixo volume e à alta concentração de nutrientes que contém.
Para obter a fração de água amarela, dispositivos tais como vasos separadores
de urina ou mictórios sem água podem ser usados.
A água cinza de lavagem e enxágüe de roupa, chuveiros etc.,
embora representando a fração maior do fluxo total de águas usadas, tem um
conteúdo muito baixo de nutriente. Conseqüentemente, pode ser tratada até a
obtenção de uma alta qualidade a partir do uso de técnicas simples como filtros
de pedregulho, filtros lentos, filtros intermitentes, wetlands construídos, ou
processos mais mecanizados como, por exemplo, lodo ativado. A água cinza
tratada pode ser usada em irrigação agrícola (especialmente em regiões de
águas escassas), mas também pode ser usada para descarga em vasos
sanitários, lavagem de piso e de carros ou recarga de aqüífero. A Figura 3
Volume
l/P*ano
mostra as principais características das três frações do esgoto doméstico.
Água cinza
25.000-100.000
Cargas anuais
Kg/ano
Urina
~ 500
Fezes
~ 50
(opção: adicionar
ao lixo orgânico)
N
~ 4-5
~3%
P
~ 0,75
~ 10 %
~50 %
~ 40%
K
~ 1,8
~ 34 %
~54 %
~ 12%
~ 41 %
~12 %
~ 47%
COD ~
30
Tratamento
reúso/ ciclo da água
~87 %
~ 10%
Tratamento Planta de biogás
Compostagem
Fertilizante
Condicionador
do solo
Figura 3: Características das frações do esgoto doméstico
Fonte: OTTERPOHL, 2003b
31
As fezes humanas obtidas depois da separação apresentam
importantes qualidades para a melhoria do solo (estrutura e aumento da
capacidade de retenção de água). Elas podem ser tratadas, se necessário,
junto com a fração orgânica de resíduo sólido e de acordo com as condições
locais (clima, demanda de energia e aceitação sócio-cultural etc.) por meio dos
processos de desidratação, compostagem, estabilização ou fermentação.
Assim, a matéria orgânica e os nutrientes contidos nas fezes podem ser
usados, de forma concentrada e higienicamente segura, como um fertilizante
seco, composto ou fertilizante fluido. Dependendo do tipo de tratamento, podese produzir energia na forma de biogás durante a digestão anaeróbia.
O termo "reúso agrícola" aqui utilizado refere-se a uma extensa
gama de opções de reúso produtivo, ecossistemicamente orientado. Isto inclui
reúso no que poderia ser considerada a agricultura tradicional, isto é, em
campos de cultivo onde culturas como cereais são desenvolvidas, mas também
silvicultura, aqüicultura, hidroponia, mercado de jardinagem, horticultura etc.
O ecossaneamento é, portanto, uma abordagem holística para o
gerenciamento do saneamento e do abastecimento de água e representa uma
quebra com as tecnologias de fim de tubo de baixo desempenho do passado: o
reconhecimento da excreta humana e da água doméstica usada como um
recurso que deve estar disponível para o reúso. Sendo uma alternativa
integradora, uma marca registrada do ecossaneamento é a sua abordagem
interdisciplinar, que vai além das disciplinas nos limites estreitos de
abastecimento de água doméstica e aspectos tecnológicos para focalizar
assuntos como agricultura, sociologia, higiene, saúde, urbanismo, economia e
promoção de pequena empresa etc. Essa abordagem intersetorial e
interdisciplinar busca contribuir para o gerenciamento integrado da água e
outros recursos naturais.
2.5.UMA FASE INTERMEDIÁRIA
Mudanças como as que são requeridas com separação de correntes
na fonte, utilização de sanitários secos, vaso sanitário com separação de urina
e fezes etc. estão sujeitas a uma evolução que pode ser lenta, visto que
dependem de aspectos culturais. Desse modo, necessita-se de tecnologias de
tratamento do esgoto convencional adaptáveis a pequenas comunidades,
32
chegando ao nível de domicílio, que possibilitem o reúso seguro da água e dos
nutrientes.
Nesse contexto, os filtros intermitentes em leito de areia (FILA)
apresentam-se como uma opção tecnológica a ser desenvolvida na medida em
que produzem um efluente com DBO e SST (Sólidos Suspensos Totais) abaixo
de 10,0 mg/l, turbidez menor que 2 NTU e são ainda capazes de remover de 2
a 4 log de coliformes, sem perda de nutrientes por desnitrificação. Além disso,
requerem uma área de 5 a 10 vezes menor que as lagoas de estabilização,
podendo se adequar melhor em locais com menor disponibilidade de terreno.
Para uma boa operação, o FILA precisa de um pré-tratamento que
remova principalmente os sólidos maiores, o que evita encurtamento da
carreira de filtração. Desse modo, constitui-se num excelente “parceiro” num
trem de tratamento com reatores do tipo UASB, Up-Flow Anaerobic Sludge
Blanket, cuja tecnologia é amplamente conhecida, dominada e utilizada entre
nós.
A associação UASB-FILA tem grande potencial de ecoeficiência
numa perspectiva de reúso, por exemplo, com hidroponia. O UASB produziria
gás metano, a ser utilizado para geração de energia; um lodo estável, que
poderia ser utilizado como condicionador do solo, e um efluente com uma
carga orgânica e de sólidos reduzida em cerca de 80% a ser polido em um
FILA para redução da carga patogênica, oxidação do nitrogênio para uma
forma mais assimilável e para a redução de SST, turbidez e DBO. Um efluente
com essas características poderia ser utilizado num sistema de hidroponia com
recirculação, fechando assim todos os ciclos: energia, água e nutrientes.
Dentre as vantagens e os benefícios que podem advir dessa
associação, destacam-se:
1. A ocupação de uma área pequena, o que permite maior
flexibilidade na escolha de sítios para implantação de ETE’s (Estação de
Tratamento de Esgotos);
2. A adequabilidade dessa tecnologia a populações pequenas;
33
3. Efluente
de
bom
aspecto,
com
baixa
turbidez
e
baixa
concentração de sólidos suspensos, evitando-se as reações de objeção que
hoje se verificam;
4. Possibilidade de utilização para readaptação de ETE’s que
precisem atender a padrões mais exigentes;
5. Possibilidade de, através da escolha adequada de granulometria,
polir efluentes de lagoas para redução de algas/sólidos.
3.OBJETIVOS
3.1.GERAL
O objetivo geral desta pesquisa é estudar o comportamento de filtros
intermitentes com leito de areia (FILA) na remoção de organismos patogênicos
de efluentes de reatores de manta de lodo tipo UASB tratando esgotos
domésticos, visando à promoção de seu reúso. A produção de um efluente com
características bacteriológicas dentro de um padrão aceitável e com os
nutrientes preservados o tornaria próprio não só para ser reutilizado em
agricultura em geral e hidroponia em particular – possibilitando assim o
desenvolvimento de uma agricultura urbana ou periurbana –, mas também para
o reúso em outros fins urbanos tais como: descarga de vasos sanitários,
paisagismo e limpeza em geral.
3.2.ESPECÍFICOS
Os objetivos específicos deste trabalho são:
•
Verificar a influência da freqüência de aplicação na melhora
da qualidade bacteriológica e físico-química do efluente de filtros
intermitentes em leito de areia;
•
Verificar se os tamanhos efetivos na faixa de areia média a
grossa possibilitam o grau de tratamento necessário ao reúso do
esgoto no que tange a coliformes fecais, à carga orgânica e a
sólidos suspensos;
34
•
Verificar a relação entre o aumento do número de
aplicações e as granulometrias mais grosseiras (maior tamanho
efetivo) na eficiência de FILAs, o que permitiria o uso de maiores
cargas hidráulicas diárias;
•
Verificar a qualidade do efluente final no que tange a
padrões estéticos (aparência e odor) que possibilitem o uso da
água tratada mais perto da fonte;
•
Verificar a presença de nutrientes para uso em produção
agrícola e aqüícola;
4.A FILTRAÇÃO INTERMITENTE EM LEITO DE AREIA
Os filtros intermitentes em leito de areia – FILA são reatores
aeróbicos de leito fixo onde ocorrem processos físicos e biológicos e cujo
desenvolvimento tem uma história de mais de 100 anos (USEPA, 2000;
CRITES E TCHOBANOGLOUS, 1998). Têm sido recomendados tanto para
tratamento de esgotos domésticos, para populações desde 4.000 habitantes
(AGENCE DE L’EAU, 1993) até 10.000 habitantes (ANDERSON e OUTROS,
1985), quanto para o tratamento de efluentes de agroindústrias como
queijarias, vinícolas etc. (SCHMITT, 1989; MENORET, 2001). Essas unidades
proporcionam tratamento secundário avançado, ou terciário, para esgotos
decantados ou efluentes de tanques sépticos (ANDERSON e OUTROS, 1985;
USEPA, 2000). Os FILAs são utilizados também na remoção de sólidos
suspensos e algas em efluentes de lagoas de estabilização (HARRIS e
OUTROS, 1977; COWAN e MIDDLEBROOKS, 1980; MIDDLEBROOKS, 1983).
Em condições normais de operação, no que concerne a: carga
orgânica, sólidos suspensos, cor e organismos indicadores, os FILAs podem
produzir efluentes de alta qualidade; significativamente melhores do que os que
são obtidos com aeração prolongada e definitivamente superiores aos de
lagoas de estabilização facultativas, requerendo uma área 5 vezes menor que
essas (ANDERSON e OUTROS, 1985).
35
4.1.HISTÓRICO DA FILTRAÇÃO INTERMITENTE
Apesar da antiga tradição de aplicação de esgotos e águas no solo,
os mecanismos de sua purificação não eram entendidos como processos
biológicos até o trabalho de Alexander Mueller, em 1865, que demonstrou, em
coluna de filtração, que a purificação ocorria com o concurso de organismos
vivos (PETERS e ALLEMAN, 1982). Ao estudar, a nitrificação da amônia em
colunas de areia, os pesquisadores Schloesing e Muntz confirmaram essa
descoberta em 1877 (HAMLIN, 1980). Essa falta de conhecimento das
limitações do processo levou ao colapso muitos sistemas, em decorrência de
sobrecargas hidráulicas e orgânicas (JEWELL e SEABROOK, 1979).
Outros fatores que impactaram negativamente o desenvolvimento do
tratamento por aplicação no solo foram: a importação de fertilizantes orgânicos
da América do Sul, a descoberta do processo de fabricação de superfosfato a
partir de rochas fosfáticas e a criação de animais estabulados, que recebiam
alimentos concentrados e produziam abundante quantidade de fertilizante
(JEWELL e SEABROOK, 1979).
A filtração intermitente surgiu em 1870, na Inglaterra, como a
primeira tentativa exitosa de converter o tratamento de esgoto com uso do solo
em um processo controlado. Foi desenvolvida por Sir Edward Frankland,
visando superar a dificuldade da integração, de forma permanente, entre a
necessidade de purificação dos esgotos e o seu uso agrícola. Em seu trabalho
experimental, ele usou cilindros de vidro preenchidos com materiais que
variaram da brita grossa ao solo turfoso. Frankland adotou uma freqüência de
duas aplicações diárias e manteve a operação com sucesso por mais de quatro
meses. Embora o desempenho do filtro tenha sido creditado exclusivamente a
processos
físico-químicos,
ficou
estabelecido
o
conceito
da
filtração
intermitente, qual seja, de manter um período de descanso e aeração entre
duas aplicações de esgoto (JEWELL e SEABROOK, 1979, PETERS e
ALLEMAN, 1982).
Em 1870, a recomendação para o carregamento, com esgoto bruto,
de filtros intermitentes era de 2300 habitantes por acre (1,7m2/hab). Esse
número caiu para 1000 habitantes por acre (4,0m2/hab) em 1880. Cargas
maiores eram aceitas pelas autoridades desde que o pré-tratamento fosse
36
adequado, chegando a 4300 habitantes por acre (1,0m2/hab) (JEWELL e
SEABROOK, 1979).
Os conceitos de Frankland teriam caído no esquecimento se, no final
do século XIX, o Massachusetts State Board of Health (MSBH) não tivesse se
interessado pelo assunto. Esse interesse foi materializado na criação de uma
estação experimental, em Lawrence, cujo objetivo era realizar pesquisas sobre
o uso de areia e brita no tratamento de esgotos, segundo o conceito proposto
poucos anos antes por Frankland. Como resultado do trabalho, em 1876, foi
construído em Lenox o primeiro Filtro Intermitente de Areia para atendimento
comunitário. Entre 1891 e 1937, o MSBH monitorou o desempenho de mais de
26 sistemas de tratamento baseados em filtração em areia atendendo a
comunidades (CRITES e TCHOBANOGLOUS, 1998).
Esses filtros iniciaram a operação entre 1891 e 1928. Em 1903, 12
desses filtros serviam a populações de menos de 10 mil habitantes e, em 1935,
a população média servida era de 23 mil habitantes. A relação média entre a
população servida e a área de filtro era de 7,6 m2/hab (variando de 0,8 a 18
m2/hab) em 1903, caindo para 4,1 m2/hab (0,8 a 9,0 m2/hab) em 1937. O nível
de pré-tratamento variou entre esses sistemas de esgoto bruto a precipitação
química. A profundidade dos filtros utilizados variou de 0,9 a 2,4 m, com média
de 1,45 m. O tamanho efetivo das areias utilizadas variou de 0,06 a 0,34 mm e
o coeficiente de uniformidade, entre 2,9 e 14,6, sendo que apenas três
sistemas utilizavam areia com coeficiente de uniformidade menor que 4,0. A
carga hidráulica aplicada estava entre 19,6 a 113,1 l/m2 dia. A DBO5 (demanda
bioquímica de oxigênio no 5º. dia) efluente foi consistentemente abaixo de 20,0
mg/l e todos os sistemas mostraram grande aptidão para nitrificação. Durante
mais de 30 anos, os 26 sistemas funcionaram sem problemas de manutenção.
O uso limitado do filtro intermitente que hoje se observa não deve, portanto, ser
atribuído à qualidade do efluente ou à longevidade dos mesmos (MANCL e
PEEPLES, 1991).
O crescimento da população e o desenvolvimento de sistemas de
tratamento como filtro biológico e lodo ativado levou a substituição dos filtros, a
despeito de seu ótimo desempenho. Em 1920, o Public Health Servive (USA)
publicou um relatório descrevendo o tratamento de esgotos para residências e
37
pequenas comunidades, no qual o filtro intermitente de areia aparecia de forma
destacada juntamente com os dados acerca de seu desempenho (CRITES e
TCHOBANOGLOUS, 1998) (ver Figura 4).
Saída de efluente
8 ft
8 ft
4
10 ft
10 ft
Leito de areia
Leito de areia
Parede
Câmara de dosagem
Entrada
a: Vista em planta
22 in
25 in
38 in
Entrada
35 in
6 ft
b: Seção transversal
41 in
Saída de efluente
Figura 4: Filtro Intermitente Modelo USPHS 1920
Fonte: CRITES e TCHOBANOGLOUS, 1998.
À medida que o filtro biológico percolador era aperfeiçoado, havia
um declínio do interesse pela filtração intermitente. Isso ocorreu até os anos
1950, quando estudos em escala piloto realizados na Universidade da Flórida
utilizaram filtros intermitentes com menor profundidade e areia com
38
granulometria mais grossa do que a que foi usada em Massachusetts. A areia
utilizada tinha tamanho efetivo de 0,26 a 0,46 mm e profundidade de leito de 46
a 76 cm (VENHUIZEN, 2005). O interesse na retomada do desenvolvimento
desse sistema aconteceu em virtude da necessidade de instalações de baixo
custo, robustez e eficiência para tratamento dos esgotos de pequenas
comunidades (ANDERSON e OUTROS, 1985).
Na Europa, a retomada do conceito da filtração intermitente ocorreu
no início da década de 1980, com a instalação da primeira unidade de
infiltração/percolação em Port-Leucate na França em 1981. Onze anos mais
tarde, mais de sessenta unidades estavam em operação no território francês,
80% das quais tratando esgotos de comunidades de menos que 4000
habitantes. Em geral, essas unidades recebiam esgotos decantados, embora
em alguns casos recebessem efluente de lodo ativado para tratamento
terciário, neste caso serviam comunidades de até 50 mil habitantes
(BRISSAUD e LESAVRE, 1993).
4.2.MECANISMOS DE REMOÇÃO
Os FILAs são reatores aeróbios de leito fixo onde ocorre um
tratamento em duas etapas. Uma etapa de retenção, envolvendo mecanismos
físicos, e uma etapa de depuração, na qual predominam mecanismos
biológicos.
Processos físicos, químicos e biológicos ocorrem simultaneamente
em um filtro, em algum grau. Filtração, sedimentação, impacto inercial,
interceptação, adesão, floculação, difusão, adsorção, absorção e atividade
biológica são mecanismos de remoção de contaminantes na filtração de
esgotos em areia. A filtração envolve a retenção mecânica. O impacto inercial,
a interceptação e a adesão ocorrem quando as partículas, ao se moverem
através do filtro, se chocam contra grãos do meio, sendo então removidas. As
partículas se movendo entre os poros também se chocam com outras
formando flocos que são posteriormente removidos por outros mecanismos. A
difusão é importante na remoção de partículas muito pequenas, como os vírus.
Ela ocorre por causa dos pequenos interstícios que existem no meio poroso e
porque o fluxo é laminar. A adsorção física dos constituintes ocorre na
superfície do meio filtrante devido a forças eletrostáticas, eletrocinéticas e de
39
Van der Waals; já a adsorção química ocorre devido à ligação e interação
química entre esses constituintes e o meio (ANDERSON e OUTROS, 1985;
CRITES e TCHOBANOGLOUS 1998; MENORET, 2001).
Embora processos físicos tenham papel importante entre os
mecanismos de remoção de um filtro, o sucesso do tratamento de esgotos por
filtração intermitente depende fundamentalmente dos processos biológicos que
ocorrem no filtro, sendo as bactérias os principais organismos atuantes, ainda
que exista uma larga faixa de níveis tróficos, que vai de bactérias a animais
multicelulares, inclusive metazoários (CALAWAY, 1957).
4.2.1.Mecanismos Físicos
Os mecanismos físicos de remoção consistem na retenção por
filtração mecânica, interceptação e adsorção (ANDERSON e OUTROS, 1985;
BANCOLÉ, 2001; LEFEVRE, 1988; SCHMITT, 1989; MENORET, 2001).
Filtração
A filtração propriamente dita é um fenômeno essencialmente físico
que depende do tamanho das partículas e da granulometria do leito filtrante. A
fração das partículas retidas cresce na medida em que o tamanho dos grãos
que compõem o leito se reduz. A matéria em suspensão mais grosseira é retida
na superfície do filtro por ação meramente mecânica. As partículas menores
são retidas entre os grãos. Teoricamente, uma partícula de qualquer tamanho
pode ser retida em um meio poroso, uma vez que no contato entre os grãos o
tamanho do poro se reduz até se anular. Na prática, entretanto, esse fenômeno
só adquire importância quando o tamanho das partículas se aproxima do
tamanho médio dos poros (SCHMITT, 1989). Bower, apud Stevik e outros
(2004), relata que a filtração ocorre quando o diâmetro das partículas é maior
que 0,2xd10, ou seja, 20% do tamanho efetivo.
A partir de considerações geométricas, Herzig e outros (1970, apud
Schmitt, 1989), determinaram relação entre o volume de partículas depositadas
e o volume total do leito filtrante, s, através da equação abaixo:
 d
σ = 0,5.(1 − φ o ).π .Z .
 dg




2
2



d

 − 1
. 1 +

 d 
g 


0,5
Equação 1
40
Onde,
∅o= porosidade total inicial
Z= numero de coordenação, indicador da interconexão dos poros
d= diâmetro médio das partículas em suspensão
dg= diâmetro médio dos grãos do meio leito filtrante
Corapcioglu e Haridas (1984) adotam para sigma o valor de 1%
como discriminante da importância da retenção por filtração. Encontrar valores
de sigma menores que 1% permitiria afirmar que esse fenômeno é desprezível.
Valores de sigma de 1% são obtidos para tamanhos de partícula de
9,0 µm para areias de 0,1 mm e de 55,0 µm para areias com diâmetros de 1,0
mm.
Interceptação
A interceptação ocorre sempre que uma partícula suspensa entra
em contato com os grãos que formam o leito filtrante. Yao (1971) distingue três
mecanismos: a interceptação propriamente dita, a sedimentação e a difusão,
conforme mostrado na Figura 5.
A interceptação propriamente dita é uma forma por meio da qual as
partículas de matéria em suspensão podem colidir com os grãos do leito
filtrante se forem conduzidas mediante uma linha de fluxo muito próxima do
grão, de modo que rocem a superfície deste. Quanto maior a partícula, mais
factível será a sua interceptação (cf. linha A da Figura 5).
Se a densidade da partícula é maior que a da água, a sedimentação
ocorre como resultado da força da gravidade atuando sobre a partícula. Essa
força (a gravidade) vai produzir a componente vertical da resultante da
velocidade de condução dessas partículas. O efeito combinado do peso das
partículas submersas e da força de arraste do fluxo pode causar a colisão das
mesmas com os grãos do leito. A influência da sedimentação é mais notável
para partículas maiores que 10 µm (cf. linha B da Figura 5).
A energia térmica dos gases e líquidos se manifesta como um
movimento desordenado de suas moléculas, sujeitando a um bombardeio
41
randômico as pequenas partículas em suspensão, o que resulta no já
conhecido movimento Browniano das partículas; o termo difusão é utilizado
para descrever este processo, representado pela letra C na Figura 5.
TRAJETÓRIA DE
PARTIDA
V0
LINHA DE
CORRENTE
B
COLETOR
A
C
A INTERCEPTAÇÃO
B SEDIMENTAÇÃO
C DIFUSÃO
Figura 5: Mecanismo básico do transporte da água na filtração
Fonte: YAO, 1971
Yao e outros (1971) definem a eficácia de interceptação, η, entre
um grão do meio filtrante e as partículas em suspensão, conforme a Equação
2.
Equação 2
η = η d + ηi + η g
K .Tk 

 µ e .d g .d .v 

η d = 4,04.Pe− 2 / 3 = 0,9.
Equação 3
2
 d 
ηi = 1,5. 
 dg 
(
ρ p − ρ ).g.d 2
ηg =
18.µ e .v
Onde,
ηd= eficiência de interceptação por difusão,
ηi = eficiência de interceptação propriamente dita,
Equação 4
Equação 5
42
ηg = eficiência de interceptação por sedimentação,
η = eficiência de interceptação global,
Pe= número de Peclet,
K= constante de Boltzman,
Tk= temperatura, K
µe= viscosidade dinâmica da água,
ρ= massa específica da partícula,
v= velocidade de escoamento da água.
Adesão
Enquanto não se produz a aderência da partícula aos grãos do leito
filtrante, não há qualquer remoção (CÁNEPA de VARGAS, 1992). A fração de
partículas que se aderem em relação ao número de colisões é denominada
pelo coeficiente α. A aderência ocorre através do processo físico-químico de
adsorção, que compreende três mecanismos:
•
As forças de atração e de Van der Waals que, segundo
Herzig (1970), apud Schmitt (1989), desempenham um papel mais importante
para as partículas de tamanho inferior a 0,1 µm;
•
Adsorção eletrostática devido às cargas elétricas da
partícula e dos grãos do leito filtrante;
•
Adsorção devido às interações químicas entre a partícula e
os grãos do leito filtrante.
Cánepa de Vargas (1992), em uma revisão dos mecanismos de
remoção em filtros lentos de areia, atribui um papel fundamental na aderência
das partículas ao biofilme que se forma. Na Equação 6, ela atribui a α, um valor
igual zero enquanto não se forma o biofilme. Crites e Tchobanoglous (1998)
também atribuem papel fundamental ao biofilme na remoção tanto da matéria
coloidal quanto da solúvel, além dos microrganismos. O papel do biofilme ficou
também demonstrado na remoção de vírus (EMERICK e OUTROS, 1999;
SÉLAS e OUTROS, 2002).
43
Segundo Yao e outros (1971), o desempenho de um filtro é dado
pela expressão:
ln
C
3 1 − φo
=− .
.α .η .H
Co
2 dg
Equação 6
Onde,
C é a concentração afluente da suspensão,
Co é a concentração efluente da suspensão,
Φo é a porosidade do leito,
H é a profundidade do leito,
α1 é o fator de eficiência de colisão ou coeficiente de aderência,
η é a eficiência do coletor e
dg é o diâmetro do grão do leito.
Não é possível, a priori, aplicar esse modelo diretamente à filtração
intermitente em virtude das condições consideradas para seu desenvolvimento:
escoamento em meio poroso saturado, regime de escoamento permanente e
elementos do meio filtrante supostos esféricos. Entretanto, este modelo pode
permitir a determinação aproximada da retenção máxima (α1=1) das partículas
em suspensão (SCHMITT, 1989).
4.2.2.Processos Biológicos
Pouco tempo depois de um filtro ser posto em operação, uma fina
camada de bactéria começa a se desenvolver em torno dos grãos da parte
superior do leito. Esse biofilme é de fundamental importância na operação do
filtro porque ele retém por meio de absorção a matéria solúvel e coloidal e os
microrganismos presentes no esgoto sob tratamento. O material retido é
decomposto e oxidado durante o período de descanso entre duas aplicações
(CRITES e TCHOBANOGLOUS, 1998).
A depuração biológica aeróbia se divide esquematicamente em duas
fases (MENORET, 2001, BANCOLÉ, 2001, SCHMITT, 1989, LEFEVRE, 1988,
ANDERSON e OUTROS, 1985, CRITES e TCHOBANOGLOUS, 1998):
44
•
Uma fase rápida de adsorção e de acumulação dos
compostos sob a forma de reserva;
•
Uma fase mais lenta de mineralização e de excreção
dos compostos mineralizados. É durante esta fase que acontece a maior
parte do consumo do oxigênio.
Somam-se a essas duas fases, uma etapa preliminar de degradação
extracelular da matéria orgânica presente sob a forma de macromoléculas não
diretamente assimiláveis, graças à excreção de enzimas extracelulares. A
matéria solúvel é consumida quase instantaneamente, enquanto a matéria
coloidal é solubilizada enzimaticamente. O material solubilizado é então
transferido através da membrana celular e convertido em produtos finais. A
cada dose, algum produto final é transportado para camadas mais inferiores do
leito, sendo eventualmente removido através dos drenos. Da mesma forma que
ocorre com a matéria solúvel e coloidal, os sólidos maiores são processados
entre a aplicação das doses (CRITES e TCHOBANOGLOUS, 1998).
Para o correto funcionamento do FILA, é imprescindível o
atendimento de dois aspectos fundamentais:
•
Hidráulico: o efluente deve penetrar no leito e ter um
tempo de contato suficientemente longo com o biofilme depurador para
garantir a degradação da contaminação orgânica;
•
Aeração: o oxigênio deve penetrar no interior do leito
e atender às necessidades dos microrganismos aeróbios responsáveis
pela degradação da matéria orgânica.
4.2.3.O Biofilme
O alto grau de purificação produzido nos FILAs só é compreensível
quando se considera a grande e variada biota presente e o íntimo contato entre
essa biota e o esgoto, possibilitado por este método de tratamento (CALAWAY,
1957).
A colonização de um meio suporte por uma população diversificada
de microrganismos constitui uma comunidade de indivíduos que forma uma
autêntica cadeia de solidariedade, na qual os microrganismos sintetizam e
45
excretam numerosos compostos utilizados pelas bactérias vizinhas (LEFEVRE,
1988). Esses microrganismos, como a maioria dos que vivem na terra,
aglutinam-se em biofilmes (FLEMMING e WINGENDER, 2001 e MENORET,
2001). O aglomerado de microorganismos é mantido junto por meio de
biopolímeros de origem microbiana, os polímeros extracelulares – PEC. Sob
essa designação geral, PEC, encontram-se diferentes macromoléculas tais
como polissacarídeos, proteínas, ácidos nucléicos, lipídios e outros compostos
poliméricos
que
ocupam
o
espaço
intercelular
do
aglomerado
de
microrganismos. Os PEC preenchem e formam o espaço entre as células e são
responsáveis pela arquitetura e morfologia da matriz em que as células vivem.
Por essa razão, o PEC é considerado a casa dos microrganismos (FLEMMING
e WINGENDER, 2001).
Os PEC podem representar de 50 a 90% do carbono orgânico
presente no biofilme (FLEMMING e WINGENDER, 2001 e MENORET, 2001).
O mais importante componente do PEC são os polissacarídeos, embora a
matriz seja composta, também, por outros compostos, como mostra a Tabela 2
(FLEMMING e WINGENDER, 2001).
46
Tabela 2: Composição do biofilme
Componente
Teor no PEC
Polissacarídeos
40-95%
Proteína
>1-60%
Ácidos nucléicos
>1-10%
Lipídios
>1-40%
Fonte: FLEMMING e WINGENDER, 2001 e MENORET, 2001.
O
biofilme
apresenta
uma
estrutura
porosa
e
muito
absorvente
(CHRISTENSEN e CHARAKLIS, 1990 apud MENORET, 2001). Técnicas de
análise e de observação desenvolvidas recentemente mostram que o biofilme
não é um empilhamento regular de células, mas apresentam uma grande
heterogeneidade. A Figura 6 apresenta uma idéia aproximada de um biofilme
real: um aglomerado de células interligadas por fibrilas e percorridas por uma
rede de canais (MENORET, 2001).
Fase móvel
Massa celular
canal
Suporte
Figura 6: Representação esquemática de um biofilme bacteriano.
Fonte: MENORET, 2001
Essa capacidade das bactérias, de se organizarem sobre uma
superfície, lhes confere uma vantagem sobre as populações planctônicas. A
fixação garante uma posição estável em relação à proximidade de uma fonte
de alimento, uma otimização do transporte de substrato para o biofilme e dos
dejetos para o exterior (CRIDDLE, 1991 apud MENORET, 2001), o que torna
47
as bactérias mais ativas uma vez que elas utilizam sua energia apenas para o
seu
metabolismo,
economizando
o
que
seria
necessário
para
seu
deslocamento.
O gel formado por PEC atua como um concentrador de alimentos,
prestando às bactérias um serviço de “alimento em domicílio” (LEFEVRE,
1988). A formação de um biofilme é um processo complexo que se desenrola
em várias etapas e é influenciado por fatores tanto físico-químicos como
biológicos (LEFEVRE, 1988 e MENORET, 2001). Três etapas principais podem
ser definidas:
•
Transporte das células para a superfície;
•
Adesão;
•
Crescimento.
O transporte de células para a superfície se efetiva segundo
diversos mecanismos e suas combinações – que são principalmente as
condições hidrodinâmicas que regem esse transporte (CRAGUE, 1993 apud
MENORET, 2001). Em ambiente calmo, a gravidade e a sedimentação
desempenham o papel principal. Em condição de escoamento laminar, a
difusão molecular torna-se o fator preponderante. Os movimentos convectivos
intervêm sob condições de escoamento turbulento. A mobilidade própria tem
um papel de importância reduzida. Ela intervirá quando da proximidade da
superfície ou apenas em ambiente calmo (ANNACHHATRE e BHAMIDIMARRI,
1992 e CRIDDLE, 1991 apud MENORET, 2001). Os movimentos ativos de uma
célula são motivados por quimiotropismo positivo (aproximando-se de uma
fonte de alimento) e negativo (afastando-se de uma zona com presença de
substância tóxica) (MENORET, 2001).
Em meio líquido, a superfície dos microrganismos, da mesma forma
que a maioria dos suportes, é carregada negativamente (ANNACHHATRE e
BHAMIDIMARRI, 1992). Em uma primeira aproximação, a teoria desenvolvida
por Drejaguin, Landau, Verway e Overbeck (DLVO), que descreve as
mudanças de energia livre de interação (Gt) em função da distância que separa
dois corpos, pode ser aplicada aos microrganismos em suspensão. Essa teoria
admite que a força total de interação entre dois corpos consiste na soma de
48
dois termos: as forças de Van der Walls e as forças eletrostáticas (LEFEVRE,
1988 e MENORET, 2001).
A colonização ocorre pela reprodução dos organismos aderidos ao
leito. O biofilme se estende em microcolônias na forma de uma rede de
polímeros. As bactérias não colonizam toda a superfície disponível: enquanto
que sobre uma superfície plana a distribuição parece regular, sobre um grão a
disposição de bactérias é muito irregular, com uma densidade maior ao nível
subangular. A colonização ocorre em várias etapas, nas quais se sucedem e se
organizam diferentes grupos de microrganismos. Ela começa com uma fase de
indução mais ou menos longa que é função do número e do tamanho dos
microrganismos que se fixam inicialmente e das condições de agitação do
meio. Quanto mais turbulento o escoamento, mais prolongada será a etapa de
indução por causa dos riscos de arraste da colônia primária. Após a fase de
indução, segue-se a de acumulação, na qual a densidade do biofilme cresce
como conseqüência do equilíbrio das populações de microrganismos
(LEFEVRE, 1988). É então, possível manter um microambiente no interior
desse emaranhado de polímeros, essencialmente diferente das condições
circundantes (MENORET, 2001).
A presença de microfendas e de rugosidade favorecem a adesão
inicial, protegendo a colônia incipiente dos fenômenos de cisalhamento
hidráulico (CRAGUE, 1993; SHOW e TAY, 1999). A temperatura tem um papel
primordial no desenvolvimento do biofilme, visto que, para temperaturas
afastadas do ótimo, a velocidade de multiplicação das células é reduzida. Isso
se traduz, ao nível do leito bacteriano, pela partida mais lenta e por uma
acumulação de biossólidos em temperaturas inferiores a 5ºC. As causas são
essencialmente biológicas, ligadas à redução da atividade celular e à predação
pela macrofauna. Pode-se acrescentar ainda a influência da hidrodinâmica
devido ao transporte (MENORET, 2001).
Dinâmica populacional
Os processos com meio fixo possuem algumas vantagens em
relação aos processos que utilizam meio suspenso. O polímero que envolve os
microrganismos os protege das substâncias tóxicas. A heterogeneidade
49
estrutural do biofilme lhe confere a possibilidade de abrigar diferentes tipos de
microrganismos nos diferentes nichos ecológicos. Assim, uma grande
diversidade de organismos pode ser mantida, e as bactérias não competitivas –
mas detentoras de faculdades específicas – podem se desenvolver (BISHOP,
1997). Tem-se, por exemplo, o caso das bactérias nitrificantes, que se
desenvolvem mais nas zonas mais profundas do biofilme onde o oxigênio está
presente para a nitrificação, mas onde elas não entram em competição com as
cepas heterotróficas, de crescimento mais rápido (CALAWAY, 1957 e
MENORET, 2001).
Calaway
(1957)
reiterou
a
importância
fundamental
dos
microrganismos no processo de tratamento em FILAs e enumerou esses
microrganismos, organizados em bactérias, protozoários e metazoários,
definindo-lhes os respectivos papéis. As diversas populações presentes
mantêm uma interação contínua, podendo ser de ajuda mútua ou de
concorrência (competição, inibição, parasitismo ou predação) (LEFEVRE,
1988).
Bactérias
Da mesma forma que em outros processos biológicos de tratamento
de esgoto, as bactérias são o elemento básico da ecologia, por sua grande
aptidão e importância para a decomposição de carboidratos e de compostos
orgânicos nitrogenados. Embora em pequeno número, observa-se também a
presença de grupos de bactérias cujo papel é a digestão de substâncias
húmicas, as quais produzem pouca energia, mas que podem causar a
colmatação do filtro se não forem destruídas (CALAWAY, 1957).
Protozoários
Protozoários são organismos unicelulares cujo tamanho varia de 20
a 200 µm, heterótrofos, alguns se alimentam de matéria orgânica dissolvida,
por difusão e pinocitose, e outros, mais evoluídos, possuem aparelho
adaptados à captura de partículas grandes (LEFEVRE, 1988).
Os protozoários, principalmente os ciliados, são predadores de
bactérias, sendo capazes de ingerir grande quantidade de alimento, chegando
a 500 a 600 células de bactérias por hora, durante a fase de crescimento
50
(LEFEVRE, 1988). Entretanto, sua competência para atacar o biofilme e as
bactérias incorporadas a essa massa é limitada e exercem um papel pouco
importante no controle da acumulação de material orgânico nos interstícios dos
grãos (CALAWAY, 1957).
Metazoários
Ao contrário do que acontece em um filtro percolador, em filtros
intermitentes, quase todo substrato orgânico retido por filtração ou adsorção é
assimilado por oxidação. Um dos resíduos do metabolismo bacteriano é o
húmus que é consumido por um número pequeno de outras formas de
bactérias. Conforme dito anteriormente, os protozoários não são muito efetivos
no controle do biofilme. É justamente em relação à assimilação dessa massa
que o grupo de animais multicelulares, os metazoários, tem importância, pois o
acúmulo do biofilme pode causar até a colmatação dos filtros. Considerando
seu tamanho e número, os anelídeos são os organismos mais significantes
desse grupo, com um apetite insaciável por lodos e limos. Eles se alimentam
no biofilme do leito, digerindo e utilizando parte desse material, mantendo a
superfície filtrante aberta para a admissão de oxigênio (CALAWAY, 1957).
Os metazoários são indicadores de um meio rico em matéria
orgânica e são capazes de degradar os subprodutos de outros organismos
durante o processo de tratamento (LEFEVRE, 1988).
4.2.4.O Balanço de Oxigênio
Três mecanismos são responsáveis pelo aporte de oxigênio ao leito
filtrante (MENORET, 2001). Este aporte pode ocorrer por:
•
Diluição na água, na qual pode atingir, no limite,
cerca de 9,0 mg/l no percolado e pode ser considerado desprezível;
•
Convecção, relacionada ao movimento de ar no leito,
gerado pela variação do estoque de água no leito filtrante;
•
Difusão, relacionada ao gradiente de concentração
ente a atmosfera e o leito, através da superfície.
O papel relativo dos dois últimos mecanismos de troca gasosa não é
ainda objeto de consenso. Enquanto Chachuat (1998), Schwager e Boller
51
(1997), Gnagne (1996) e Guilloteau e outros (1993) destacam o mecanismo de
difusão. Lefèvre (1988) e Schmitt (1989) elegem o mecanismo de convecção
como o mais importante. Entretanto, a maioria dos autores consultados
concordaque a provisão de oxigênio deve atender à demanda total de oxigênio
– DTO. A DTO é dada (VAN BUUREN e OUTROS, 1999) pela Equação 7.
DTO=DBO5+4,5NTK
Equação 7
O Mecanismo de Difusão
A difusão do oxigênio no meio poroso, assim como na atmosfera, se
exprime através da lei de Fick. O coeficiente de difusão do oxigênio no ar Do é
então substituído por um coeficiente de difusão no meio poroso, D.
J = −D
∂C
∂z
Equação 8
Onde,
J= fluxo de oxigênio por unidade de superfície, gO2/m2. dia
D= coeficiente de difusão do oxigênio no meio poroso, m2/dia
C= concentração de oxigênio na fase gasosa, g/m3
Não existe uma lei geral que permita obter o valor do coeficiente de
difusão D. Vários autores fornecem, segundo as condições experimentais,
funções empíricas que permitem estimar o coeficiente de difusão a partir das
características do meio poroso (SCHMIT, 1989; MENORET, 2001).
D = φ a .α .Do
Equação 9
Onde,
Φa= porosidade ocupada pelo ar,
α= fator de impedância.
Segundo Gougoussis (1978), apud Lefevre (1988), D varia num meio
poroso de 10-6 a 10-1 cm2/s, dependendo do grau de saturação do meio poroso,
52
o que pode ser verificado na Figura 7, que mostra a variação de α com a
porosidade acessível ao ar, para areias secas e úmidas.
Areias
úmidas
Areias
secas
a
Figura 7: Gráfica - α em função da porosidade do meio
Schmitt (1989) ajustou uma expressão que relaciona o coeficiente de
difusão à porosidade acessível ao ar, traduzida pela Equação 10 Figura 8.
D
Do
= 1,5.φ a1,8
 T 
Do (T ) = Do .273.

 273 
Equação 10
1, 75
Equação 11
Onde,
T= temperatura em K
O valor do coeficiente de difusão do oxigênio no ar, Do, é 2,3.10-1
cm2/s e na água, 2,6.10-5 cm2/s, dez mil vezes menor. No meio poroso, o
coeficiente de difusão é função do coeficiente em célula livre e da geometria da
porosidade ocupada pelo fluido analisado (LEFEVRE, 1988).
53
Figura 8: Coeficiente de difusão do oxigênio no solo No eixo X e porosidade acessível, fa
Fonte: SCHMITT, 1989
O fluxo de oxigênio por unidade de superfície de um leito filtrante é,
segundo Lefevre (1988), dado pela Equação 12
J = Co
D.φ a
π .t
Equação 12
Onde,
J=fluxo de oxigênio, Kg/m2.dia
Co=concentração de oxigênio no ar, 286 g/m3
t=tempo, s
Lefevre (1988) e Schmitt (1989) sugerem que a renovação das
reservas de oxigênio por difusão molecular pode ser desprezada, como
primeira aproximação.
A Agence de l’Eau (1993) propõe a Equação 13, abaixo, para prever
a capacidade de oxidação pela via difusiva em um meio poroso.
ωd =
C o .qO2TD
ho
Onde,
ωd=capacidade de oxidação pela via difusiva, mgO2/l,
Equação 13
54
Co=teor de oxigênio no ar atmosférico, mg/l,
qO2=fluxo volumétrico médio de oxigênio em um intervalo de
3
2
tempo, m /m .h,
TD=intervalo de tempo de um ciclo, h,
ho= altura da lâmina de água aplicada durante uma seqüência de
alimentação, m.
Convecção
A análise do aporte convectivo de oxigênio ao leito filtrante,
apresentada a seguir, está baseada principalmente em Lefevre (1988).
A renovação dos estoques de ar por convecção supõe um regime
hidráulico transitório, com alternância entre períodos de alimentação e períodos
de drenagem (Figura 9). Durante a alimentação, a porosidade livre ao ar do
leito filtrante é ocupada de forma crescente por água, expulsando o ar; e
durante a drenagem o volume de água diminui e o ar atmosférico penetra no
leito (Figura 10) (LEFEVRE, 1988). Supõe-se que o escoamento é unidirecional
Vazão de alimentação
vertical (SCHMITT, 1989).
a
a*
D
0 t0
Drenagem
Tempo
T
Período
Fase de Secagem
Fase de alimentação
Um ciclo
a
a*
D
Sequência de alimentação (0,t 0)
Último aporte
Sequência de drenagem (t 0,T)
Figura 9: Esquema da seqüência de aplicação
Fonte: LEFEVRE, 1988
Esse funcionamento enseja uma flutuação periódica do estoque de
água, ∆Sw (LEFEVRE, 1988). A porosidade ocupada pelo ar, Φa, é variável no
tempo e no espaço e está relacionada com a umidade do material através da
Equação 14 (SCHMITT, 1989).
55
φ a + θ = φt
Equação 14
O estoque de água em volume, Sw, é dado pela expressão:
H
S w = ∫ θ .dz
0
Equação 15
O estoque de ar em volume, Sa, é dado pela expressão:
S a = ∫ (φt − θ ).dz
H
0
Equação 16
Onde,
Φt= porosidade total
Φa= porosidade livre ao ar
θ= umidade volumétrica do leito
H= altura do leito, m
Considerando-se que a porosidade do leito é ocupada por água ou
por ar, o volume de vazio pode ser igualado à soma desses dois componentes.
φt .H = S w + S a
Equação 17
Resulta daí
dS w = − dS a
Equação 18
A massa de ar por unidade de superfície contida no perfil do leito é
expressa por:
M a = ρ a .S a
Equação 19
Onde,
ρa= massa de ar a pressão considerada, Kg/m3.
A variação do estoque de água resulta da desigualdade entre as
vazões infiltrada, qi, e escoada, qe, na saída do filtro (ver Figura 11).
dS w = (qi − q e ).dt
Equação 20
56
Influente
Profundidade
Biofilme
Expulsão de ar
t1
Areia
t2
0
1
0,65
Franja Capilar
Frações volumétricas acumuladas
Admissão de ar
t3
Areia
Profundidade
Biofilme
t4
0
1 Franja Capilar
0,65
Frações volumétricas acumuladas
Figura 10: Troca gasosa convectiva durante alimentação e drenagem
Fonte: BANCOLÉ, 2001
a
Sw
qi = qa
Vazão
Sw
Compressão
do ar
qi
qe
Liberação
do ar
Período
útil
qe
Sa
0
t0- t 1
T
0
t0
t
ti
Tempo
T
Figura 11: Variação dos estoques de água e ar
Fonte: LEFEVRE, 1988
Em filtros confinados, as trocas gasosas ocorrem exclusivamente
através da superfície de infiltração, podendo ocorrer dois casos. Um em que a
vazão aplicada, qa, infiltra instantaneamente, logo qi é igual a qa, e o ar circula
57
livremente entre a atmosfera e o meio poroso. A variação do conteúdo de água
é dada pela Equação 12, Figura 11a:
∆S w = ∫ (qi − qe )dt = q a .t o − ∫ q e .dt = ∫ qe .dt
to
to
T
0
0
to
Equação 21
A massa de oxigênio aportada por unidade de superfície é:
∆M O2 = C o .ρ ao .∆S w
Equação 22
Onde,
Co= concentração ponderada do oxigênio no ar
ρao= massa de ar a pressão atmosférica, Kg/m3.
O segundo caso ocorre quando, durante a fase de alimentação,
ocorre formação de uma lamina de água sobre a superfície do leito e essa
lâmina desaparece antes de uma nova aplicação. Enquanto persiste, essa
lâmina impede a entrada de ar e a vazão de infiltração, qi, é diferente da vazão
aplicada, qa (ver Figura 11b e Figura 12).
∆S w =
∫
t
0
T
(qi − qe ).dt = ∫ (qe − qi ).dt
Equação 23
t
Onde t é o tempo em que qe é igual a qi.
Influente
Profundidade
Lamina d’água
t1
Biofilme
t2
Areia
0
0,65
Ar preso e comprimido
1
Franja Capilar
Frações volumétricas acumuladas
Figura 12: Efeito da existência de lâmina d’água sobre a superfície do leito
Fonte: LEFEVRE, 1988
58
Entre t=0 e t=t, o aumento do volume de água no leito não se traduz
em expulsão do ar que é aprisionado e comprimido, sem que haja uma
variação de massa. Entre t e t1, tempo em que a lâmina de água desaparece, o
ar comprimido perde parte de sua pressão. A partir de t1, se restabelece
completamente a interação com o ar atmosférico e a variação do volume de
água é acompanhada por uma admissão de ar. O período de t=t1 a t=T é
chamado de período útil para a renovação da fase gasosa do leito filtrante.
Nesse caso,
∫
T
∆M a = ρ ao .∆Sa = ρ ao . qe .dt
Equação 24
∆M O2 = C o .∆M a
Equação 25
t1
Quanto maior a permanência da lâmina de água sobre a superfície
do leito, mais reduzido é o período útil, com prejuízo para a renovação do
estoque de oxigênio no leito filtrante.
A Agence de l’Eau (1993) propõe a Equação 26, abaixo, para prever
a capacidade de oxidação pela via convectiva em um meio poroso.
ωc =
C o .(∆S w + λ )
ho
Equação 26
Onde,
ωc=capacidade de oxidação pela via convectiva, mgO2/l,
λ=termo corretivo correspondente a contribuições secundárias.
Schmitt (1989) reconhece a dificuldade metodológica de dissociar o
aporte difusivo do aporte convectivo de oxigênio, e, consequentemente, de
atribuir maior relevância a um ou outro no processo de filtração intermitente.
4.2.5.Capacidade de Oxidação
A capacidade de oxidação, ω, é o resultado da soma das
capacidades difusiva e convectiva (Equação 27).
ω = ωd +ωc
Equação 27
59
A teoria simplificada proposta pela Agence de l’Eau (1993) postula
que a capacidade total de oxidação deve ser maior ou igual à DTO aplicada
para assegurar um bom tratamento e a durabilidade do processo. A Figura 13
mostra a capacidade de oxidação total em função da altura da carga hidráulica
aplicada.
Capacidade de Oxidação, (mg O2/l)
Carga Hidráulica, H (mg/j)
Figura 13: Capacidade total de oxidação em função da carga hidráulica
FONTE: AGENCE de L’EAU, 1993
Guilloteau e outros (1993) trabalharam com colunas de 30 cm de
diâmetro, com altura do leito de areia de 75 cm (d10= 0,2mm e CU=5) e com
uma taxa de aplicação hidráulica de 30 cm/dia, em três doses, durante 3 dias
seguidos por 4 dias de repouso, e constataram a importância da manutenção
da superfície desobstruída para a passagem do ar. Na situação em que houve
colmatação e a superfície do filtro permaneceu submersa, não houve a
renovação dos estoques de oxigênio entre duas aplicações seguidas (8 horas)
nem durante o período de repouso; observando-se, ainda, a formação de
metano, um indicativo de uma condição de anaerobiose. No caso em que não
houve colmatação, o consumo de oxigênio permaneceu alto; ao final do
período de aplicação, o teor de oxigênio no espaço poroso do leito era de 3% ,
e, ao final do período de repouso, atingiu 17% (a concentração de oxigênio no
ar é de 21%).
Para Schwager e Boller (1997), a renovação de oxigênio através da
difusão é mais importante do que a pela convecção. Eles mediram, nos 10 cm
60
superiores de uma coluna de 90 cm preenchida com areia com d50=0,85 cm e
CU=2,1, um fluxo de 30 mgO2/m2.min por difusão molecular e de 9,0 mg/l por
convecção, para uma carga aplicada de 120 l/m2.dia.
Van Buuren e outros (1999), citando Schwager e Boller, sugerem
uma carga orgânica máxima de 55,0 gDTO/m2.dia. Crites e Tchobanoglous
(1998) recomendam que a carga orgânica diária, expressa em DBO, se
mantenha na faixa de 2,5 a 10,0 g/m2.dia, com valor típico de 5,0 g/m2.dia.
Bancolé (2001) estudou a capacidade de oxidação para as situações
de carga hidráulica de 20 a 50 cm por dia, com freqüências de aplicação
(fracionamento) de 1 a 4 d-1 e para efluente com DTO de 574,0 mg/l e 378,0
mg/l e encontrou capacidades de oxidação de 110,0 g/m2.dia a 285,0 g/m2.dia.
Este pesquisador concluiu que ω não é função apenas da carga hidráulica
aplicada, mas também do fracionamento dessa carga, da espessura do leito
filtrante, da relação DQO/NTK e da temperatura.
Mottier e outros (2000), avaliando a estação de Mazagon (Espanha),
com capacidade de projeto para 1700 equivalentes populacionais, aplicou uma
carga diária de 0,25 m3/m2.dia em um leito de areia de duna com d50=0,24mm e
2,0 m de espessura; encontrou uma capacidade de oxidação total de 680,0
mg/l e atribuiu esse valor elevado às altas temperaturas do verão. Encontrou
ainda que um tempo de 15 a 30 horas, após uma aplicação, foi necessário para
restaurar o estoque de oxigênio, levando-o a atingir os valores iniciais de 13%
e 17%, respectivamente a 0,60 m e 0,30 m de profundidade. Observou-se que,
imediatamente após a aplicação do esgoto, o percentual de oxigênio cai
rapidamente atingindo cerca de 5% e 7%, respectivamente a 0,60 m e 0,30 m
de profundidade.
É importante notar que nesses experimentos, os melhores
desempenhos, no que tange à capacidade de oxidação, estão associados à
maior formação de biomassa e, conseqüentemente, a tempos mais curtos para
a colmatação da superfície filtrante.
4.2.6.Aspectos Hidráulicos
Para
atender
principalmente
à
manutenção
do
suprimento
permanente de ar para as bactérias, os filtros intermitentes funcionam segundo
61
uma alternância entre dosagem e descanso. É durante esta última fase que o
estoque de oxigênio nos espaços vazios do leito é renovado por meio dos
mecanismos de difusão molecular.
A alternância permite ainda a gestão do crescimento biológico.
Como em qualquer processo biológico, a oxidação da matéria orgânica é
acompanhada de um desenvolvimento bacteriano que, se não for equilibrado
por processos reguladores, provoca a colmatação do filtro. É durante a fase de
repouso, quando cessa o aporte de alimento, que ocorre o processo regulador
da massa biológica através da respiração endógena. Esse controle ajuda ainda
na preservação das condições de infiltração do leito. Para isso, tem grande
importância a granulometria do meio, a carga hidráulica diária e a forma como
esta é aplicada na manutenção de um fluxo não saturado, conforme ilustrado
na Figura 14. Quando o volume de líquido aplicado é suficiente para preencher
todo o espaço vazio do meio, parte da matéria orgânica e microrganismos
passam através do filtro sem tratamento. À medida que o volume aplicado por
dose é reduzido, ocorre um fluxo parcialmente saturado. Quando o volume é
reduzido mais ainda, o fluxo torna-se não saturado e escoa em uma fina lâmina
em torno das partículas do meio. Com isso, os fenômenos físicos de remoção,
já descritos, são favorecidos e o oxigênio do ar pode acessar todo o leito
através dos espaços intersticiais. Assim, tendo em vista que o processo de
purificação ocorre em duas etapas, remoção seguida de oxidação, é imperativo
que a aplicação do líquido a ser tratado se dê em finas lâminas (CRITES e
TCHOBANOGLOUS, 1998).
O fracionamento da carga diária em várias doses favorece ainda o
aporte convectivo de ar atmosférico, rico em oxigênio (LEFEVRE, 1988;
SCHMITT, 1989).
62
1 dose/dia
4 doses/dia
24 doses/dia
Figura 14: Efeito da carga hidráulica nos filtros
Fonte: CRITES e TCHOBAOUGLOUS, 1998.
Outro aspecto relevante do fracionamento da carga hidráulica diária
é o aumento do contato do esgoto tratado com o biofilme, pois ele favorece os
mecanismos físicos de remoção e a troca de solutos entre o biofilme e o
esgoto.
Em condições não saturadas, o meio filtrante se caracteriza pela
justaposição de três fases: fase líquida, fase gasosa e fase sólida. A
colonização do leito adiciona uma quarta fase: o biofilme (ver Figura 15).
FASE LÍQUIDA
FASE GASOSA
FASE SÓLIDA
BIOFILME
Figura 15: Ilustração das quatro fases de um meio poroso não saturado colonizado
Fonte: MENORET, 2001
63
À exceção do meio filtrante inerte, o biofilme, a fase líquida e a fase
gasosa estão em interação contínua (o espaço que cada uma ocupa muda
constantemente) e a configuração de cada uma tem evolui permanentemente.
Na análise do escoamento no meio poroso distinguem-se três tipos de água:
• Água gravitacional, ou livre, que circula nos macroporos sob a
ação da gravidade. Esse escoamento pode ser lento ou rápido, a
depender do grau de umidade do leito.
• Água de retenção, aquela que resta após a drenagem da água
gravitacional.
• Água de constituição, aquela que faz parte da composição
química, não sendo nem intercambiável nem mobilizável.
O biofilme (com seu conteúdo de água) comporta-se como uma fase
líquida imóvel que se junta à água estagnada.
Em condições não saturadas, uma parte da água ocupa uma parte
dos vazios do leito, uma fração escoa enquanto outra fração se liga ao meio
filtrante por capilaridade. O deslocamento da fração livre resulta da variação de
seu potencial total H – carga hidráulica. Esse potencial compõe-se de uma
parcela de energia gravitacional, ou de posição, e de uma parcela de energia
de pressão resultante das forças de capilaridade e das forças de adsorção. A
água desloca-se dos pontos onde tem maior energia para os pontos de energia
mais baixa. A lei de Darcy relaciona o deslocamento da água ao gradiente de
carga hidráulica. A diferença fundamental com o escoamento saturado reside
no fato de que, no meio não saturado, a condutividade K depende do teor de
umidade do meio. O desenvolvimento do biofilme também modifica a
permeabilidade do meio, uma vez que atua sobre a porosidade e a umidade do
leito, conforme mostrado na Figura 16.
q = −K(θ)
∂H
∂z
Equação 28
64
Figura 16: Papel do biofilme na condutividade hidráulica: à esquerda, meio virgem; à
direita, meio colonizado
Fonte: MENORET, 2001.
A interação entre a carga aplicada, o fracionamento desta, o
tamanho efetivo dos grãos e a espessura do leito leva à definição do tempo
médio de passagem - TMP, conforme Schmitt (1989) e Selas (2002) que
encontraram, respectivamente, as seguintes equações para o cálculo de TMP.
TMP= 4,44.H0,89.F0,092.L-0,75
Equação 29
TMP=α.H.(L)-β
Equação 28
Onde,
H= espessura do leito, m
F= freqüência de aplicação, d-1
L= carga hidráulica diária
α e β parâmetros de ajuste, iguais a 0,3 e 0,7 respectivamente.
4.2.7.Trocas no Biofilme
Antes de ser assimilado e degradado, o constituinte orgânico na
forma dissolvida deve atingir o biofilme. Para tal, tem que atravessar uma
camada limite, entre o filme de escoamento líquido e o biofilme. O biofilme
troca substrato com o escoamento principal numa velocidade que depende do
gradiente de concentração que se estabelece no seu interior (ver Figura 17).
Para a maioria dos autores, a disponibilidade de oxigênio (assim
como a de solutos) requer a travessia da fase líquida estagnada. Eckenfelder
65
(1991) decompôs a transferência de oxigênio da fase gasosa para a fase
líquida em três etapas:
•
Uma etapa rápida de transferência para a superfície do
•
A travessia da interface líquido-gás. Admite-se que essa
líquido;
etapa seja talvez representada pela difusão através de uma fina espessura
de líquido, da ordem de algumas moléculas de água (CHACHUAT, 1998);
•
A transferência de oxigênio na massa líquida por difusão e
convecção.
A travessia da interface líquido-gás é designada como a etapa limite
do processo (ROQUES, 1979). Continuando a travessia da fase estagnada, o
oxigênio pode então penetrar no biofilme.
1: Fluxo de ar
atmosférico
2: Fluxo de
transferência atmosfera/
fase líquida
Suporte
Biofilme +
camada estagnada
3: Penetração no
biofilme
Efluente livre
4: Consumo para
oxidação aeróbia da
matéria orgânica
Atmosfera
do maciço
Figura 17: Fluxo de oxigênio entre o ar e o biofilme
Fonte: MENORET, 2001
Zhu e outros (2000) demonstraram que em caso de descontinuidade
da fase líquida estagnada, a transferência direta de oxigênio da fase gasosa
para o biofilme é possível. Desse modo, a ausência de uma fase aquosa não é
um limite para penetração do oxigênio no biofilme. Essas observações foram
obtidas a partir de um biofilme desenvolvido no seio de um leito bacteriano
utilizado para o tratamento de compostos orgânicos voláteis, ou seja, em um
meio insaturado, como é o caso em filtração intermitente.
66
Fase gasosa
Fase Líquida Biofilme
Suporte
Poro do biofilme
Poro do suporte
Biofilme (não molhado)
Figura 18: Biofilme em meio poroso não saturado.
Fonte: MENORET, 2001
A medida do perfil de concentração de oxigênio dissolvido no interior
do biofilme mostra, além do decrescimento rápido de sua concentração com o
aumento da profundidade, zonas profundas ricas nesse elemento, o que
sugere a passagem privilegiada desse gás através do mesmo, conforme
representado na Figura 18.
4.2.8.Colmatação
Diversos autores (RICE, 1974; LEFEVRE, 1988, SCHMITT, 1989;
BANCOLÉ, 2001; MENORET, 2001) apontam que o processo de colmatação
pode ter três origens: física, química e biológica. A colmatação física é o
resultado do depósito dos sólidos suspensos que reduz a porosidade do leito
filtrante. O fenômeno é mais rápido em leitos com granulometrias mais finas, e
mais profundo nos que têm granulometrias mais grosseiras. A colmatação
química resulta da deposição de sais dissolvidos no interior dos poros por
precipitação ou pela ação defloculante do íon sódio e se caracteriza pela
cimentação
dos
cinco
primeiros
centímetros.
A colmatação
biológica
caracteriza-se por uma camada negra e decorre da submersão por períodos
prolongados da superfície de infiltração. Essa camada é rica em bactérias que
produzem PEC em grande quantidade. Seu papel na colmatação está mais
67
relacionado aos produtos de seu metabolismo que ao seu acúmulo nos
espaços intergranulares.
4.3.REMOÇÃO DE CONTAMINANTES EM FILAs
4.3.1.Remoção de Sólidos Suspensos
A remoção de sólidos suspensos (SS) em FILAs é sempre muito
elevada e valores de remoção superiores a 95% não são raros (LEFEVRE,
1988; USEPA, 1999; DARBY e OUTROS, 1996; ANDERSON e OUTROS,
1985). Os mecanismos de remoção são essencialmente físicos. Conforme foi
apresentado no item 4.2, as partículas mais grosseiras são retidas na
superfície do leito e as mais finas no espaço poroso por interceptação e fixação
sobre os grãos.
Furman e outros (1955), apud Darby e outros (1996), relataram que
o desempenho dos filtros aumentou com a redução do tamanho efetivo da
areia quando o efluente era aplicado em uma ou duas doses diárias, mas que
os resultados foram similares quando a freqüência de aplicação foi de quatro
doses por dia.
Harris e outros (1977) utilizaram o FILA para polimento de efluente
de lagoas de estabilização e encontraram resultados de SS inferiores a 10,0
mg/l. Relacionaram a duração da carreira de filtração com o tamanho efetivo e
a concentração de SS no efluente aplicado sobre os filtros. Constataram
também que nas temperaturas mais altas do verão o efluente dos filtros
apresentava melhores características e recomendaram cargas hidráulicas de
0,37 a 0,56 m/dia.
Widrig e outros (1996), visando avaliar o efeito da espessura do
leito, testaram três profundidades: 0,60; 0,45 e 0,30m com areia de tamanho
efetivo, TE=0,44 mm e uma carga hidráulica de 0,236 m/dia, aplicada em dose
única (F=1 d-1), e encontraram percentuais de remoção de, respectivamente,
82, 80 e 71%.
A retenção de sólidos suspensos é a causa mais freqüentemente
apontada para a colmatação do leito, sendo a sua remoção em um tratamento
preliminar fundamental para a longevidade do processo (MENORET, 2001).
68
4.3.2.Remoção de Carga Orgânica
Os FILAs são altamente efetivos na remoção da carga orgânica
medida como DBO ou DQO, sendo comuns resultados de menos de 10,0 mg/l
de DBO (CRITES e TCHOBANOGLOUS, 1998; LEFEVRE, 1988; ANDERSON
e outros, 1985; LEFEVRE, 1988; BANCOLÉ, 2001; DARBY e outros, 1996;
VENHUIZEN, 2005; SABBAH e outros, 2003; WIDRIG e outros, 1996; BOLLER
e outros, 1993). Crites e Tchobanoglous (1998), por exemplo, sugerem que a
remoção de carga orgânica obedece a uma cinética de 1ª ordem na forma da
Equação 30:
Co = Ce − k .t
Equação 30
Nessa equação, o tempo refere-se ao tempo de passagem do
efluente e está relacionado com a espessura do leito, o tamanho efetivo dos
grãos, a carga hidráulica diária e a freqüência de aplicação (SCHMITT, 1989;
SÉLAS e OUTROS, 2002).
Verma e Mancl (2001) utilizaram os resultados dos FILAs de
Massachusetts do período de 1893 e 1897 e dos da Flórida publicados por
Furman em 1955, num total de 143 observações, e desenvolveram a seguinte
equação empírica (R2= 0,826).
Co=-4,43+39,7.TE-4,3.H-0,15.CU+0,038.Ci-0,033.T-0,00727.L
Equação 31
Onde,
Co= concentração de DBO no efluente, mg/l
TE= tamanho efetivo, mm
H= profundidade do leito, m
CU= coeficiente de uniformidade
T= temperatura do ar, ºC
Ci= concentração de DBO no afluente, mg/l
L= carga hidráulica diária, l/m2.dia.
Na Equação 31, fica evidente o papel de cada variável no
desempenho dos FILAs na remoção da carga orgânica. O tamanho efetivo da
areia e a profundidade do leito parecem ser os parâmetros de maior influência
69
na remoção dessa carga orgânica. Esta é uma conclusão reportada por
diversos autores. Anderson e outros (1985), por exemplo, apresentam uma
tabela de tendências de desempenho para os diversos parâmetros de projeto,
em que incluem o parâmetro freqüência de dosagem (ver Tabela 3). Chadwick
(1937), apud Widrig e outros (1996), testou espessuras de leito de 0,31 a 1,63
m, com areias de TE=0,25mm e carga hidráulica de 0,076 m/dia de esgoto
decantado. Em sua experiência, ele obteve concentrações de DBO efluente de
11,0 mg/l para o mais raso e de 2,5 mg/l para o mais profundo, concluindo que
profundidades superiores a 0,90 m não apresentavam vantagem. O efeito do
aumento da freqüência de dosagem na melhoria do desempenho dos FILAs é
apontado também por outros autores que o comprovaram em trabalhos
experimentais em escala de campo ou em colunas de laboratório tais como:
(Crites e Tchobanoglous (1998), Lefevre (1988), Schmitt (1989), a Agence
L’Eau (1993), Darby e outros (1996), Bancolé (2001), e Venhuizen (2005).
70
Tabela 3: Tendência geral de desempenho em função dos fatores de projeto
Desempenho dos fatores
Fatores de
Projeto
Qualidade do
efluente
Carreira de filtração
Custo do
investimento
FILA
Aumentando
os prétratamentos
Dependente da
disponibilidade
local
Aumentando o
TE da areia
Aumento da
profundidade
do filtro
Efeito muito
pequeno além de
60 a 90 cm
dependendo do
tamanho da areia
Efeito muito
pequeno além de
60 a 90 cm
dependendo do
tamanho da areia
Aumentando a
carga
hidráulica
aplicada
Aumentando a
carga orgânica
aplicada
Aumentando a
temperatura de
operação
Aumentando a
dose/freqüência
Efeito
muito
pequeno
Efeito
muito
pequeno
Areia
média a
grossa
Areia
fina à
média
Areia
média a
grossa
Areia
fina à
média
Fonte: ANDERSON et al. 1985
Efeito
muito
pequeno
71
4.3.3.Remoção de Nutrientes
Nos esgotos domésticos, o nitrogênio é encontrado essencialmente
nas formas amoniacal e orgânica. A fração orgânica é rapidamente
amonificada (sob a forma de NH4+) e é retida por adsorção na superfície dos
grãos ou do biofilme. Esse processo ocorre mais rapidamente em temperaturas
mais altas, sendo o ponto ótimo acima de 30 ºC. Parte do nitrogênio amoniacal
pode se perder por volatilização em meios com pH alcalino, não excedendo em
10% do total (LANCE, 1972).
A nitrificação é quase total em FILAs, não sendo raros valores de
nitrogênio amoniacal inferiores a 1,0 mg/l (LANCE, 1972; ANDERSON e
OUTROS,
1985;
LEFEVRE,
1988;
SCHMITT,
1989;
CRITES
e
TCHOBANOGLOUS, 1998 e EPA, 1999).
As bactérias nitrificantes são organismos autótrofos, estritamente
aeróbios. Assim, o processo de nitrificação é estreitamente vinculado à
disponibilidade de oxigênio, compondo com a DBO a demanda total de
oxigênio (DTO). Desse modo, filtros sobrecarregados, em que a DTO aplicada
excede a capacidade de oxidação ou que estão submetidos a longos períodos
de submersão de sua superfície (o que impede a renovação dos estoques de
ar no leito), não logram a oxidação total ou mesmo parcial da amônia. A perda
de nitrogênio por desnitrificação ocorre em proporções muito pequenas, em
microsítios
anóxicos,
em
leito
filtrante
intermitente
(CRITES
e
TCHOBANOGLOUS, 1998). O processo é limitado pela presença de oxigênio e
pela carência de carbono nas concentrações requeridas (LEFEVRE, 1988).
Verma e Mancl (2001) utilizaram os resultados dos FILAs de
Massachusetts do período de 1893 a 1897 e dos FILAs da Flórida publicados
por Furman em 1955, num total de 143 observações, e desenvolveram a
seguinte equação empírica (R2=0,908).
No=-1,78+11,0.TE-3,9.H-0,17.CU+0,054.Ni-0,024.T+0,0019,NTK-0,029.L
Onde,
No= concentração de amônia no efluente, mg/l
TE= tamanho efetivo, mm
H= profundidade do leito, m
Equação 32
72
CU= coeficiente de uniformidade
NTK= nitrogênio total de Kjeddahl afluente, mg/l
T= temperatura do ar, ºC
Ni= concentração de amônia no afluente, mg/l
L= carga hidráulica diária, l/m2.dia
Na Equação 32, fica evidente o papel de cada variável no
desempenho dos FILAs no que se refere à oxidação da amônia. O tamanho
efetivo da areia e a profundidade do leito parecem ser os parâmetros de maior
influência no processo.
Mottier e outros (2000), em um estudo em escala de campo,
encontraram um aumento da nitrificação com a profundidade do leito, até esta
atingir 98% a 2,0 m, com uma carga hidráulica de 25,0 cm/dia. Schmitt (1989)
baseado nos estudos de Mc Laren (1969), que obteve uma nitrificação total em
apenas 40 cm de profundidade, minimiza o efeito da espessura do leito.
Entretanto, o referido estudo utilizou uma carga muito baixa, de 3,85 cm/dia.
Darby e outros (1996) obtiveram resultados semelhantes aos de Mc Laren em
FILAs com espessura de 38,0 cm e cargas hidráulicas entre 4,1 e 16,3 cm/dia.
Chadwick (1937) apud Widrig e outros (1996) testou espessuras de leito de
0,31 a 1,63 m com areias de TE=0,25mm e carga hidráulica de 7,6 cm/dia de
esgoto decantado e obteve concentrações de amônia efluente de 2,12 mg/l
para o mais raso e de 0,18 mg/l para o mais profundo. Assim, concluiu que
profundidades superiores a 0,90 m não apresentavam vantagem. Widrig e
outros (1996), visando avaliar o efeito da espessura do leito, testaram três
profundidades: 0,60; 0,45 e 0,30m com areia de TE=0,44 mm e uma carga
hidráulica de 23,6 cm/dia aplicada em dose única (F=1 d-1) e encontraram
percentuais de oxidação de, respectivamente, 98, 93 e 96%. Schmitt (1989)
sugere também que a carga hidráulica diária não tem vinculação com o
desempenho de FILAs na oxidação da amônia, sendo seus efeitos imputáveis
à deficiência na renovação do oxigênio na atmosfera do leito filtrante.
Para areias mais finas e de maior coeficiente de uniformidade, Darby
e outros (1996) encontraram um pequeno aumento da oxidação da amônia
quando a freqüência de aplicação F aumentou de 4 para 12 d-1. Para o
73
aumento de F de 12 para 24 d-1, não se observou melhora significativa. Para
areia mais grossa, esses autores encontraram um aumento significativo na
medida em que F aumentou de 4 para 12 e 24 d-1. Para qualquer valor de TE, o
aumento foi maior quando F passou de 4 para 12 d-1.
Remoção de Fósforo
Os fosfatos são removidos em FILAs por meio de dois mecanismos:
a adsorção e a precipitação. A adsorção vai depender da natureza do material
do leito. Quanto maior for o teor de argila, maior será a adsorção. A
precipitação está relacionada com a presença dos cátions de Fe3+, Al3+ e Ca2+
no efluente (LEFEVRE, 1988). Prochaska e Zouboulis (2003) acrescentam a
incorporação ao biofilme como sendo mais um mecanismo de remoção de
fósforo.
A partir de experimentos de diversos autores, pode-se afirmar que a
remoção de fósforo total em FILAs é baixa. Segundo Anderson e outros (1985),
a redução de fósforo pode atingir percentuais de até 50% em filtros novos, mas
essa redução tende a cair com o amadurecimento do filtro e a queda da
capacidade de troca resultante. Nielsen e outros (1993) relataram uma faixa de
remoção de fósforo em FILAs na Dinamarca de 40 a 60%. Guilloteau e outros
(1993) encontraram 50% como remoção média em colunas de laboratório de
operação recente. Boller e outros (1993) encontraram uma eficiência de
remoção de 25% em filtros maduros em escala de campo. J. L. Van Buuren e
outros (1999) sugerem que a expectativa de remoção de fósforo em FILAs é de
cerca de 40%.
4.3.4.Remoção de Microrganismos
A remoção de microrganismos em FILAs é, em geral, muito eficiente,
atingindo valores de 2 a 6 uLog (ANDERSON e OUTROS, 1985; EPA, 1999;
STEVIK, AUSLAND, 2004; LEFEVRE 1988; SCHMITT, 1989; BANCOLÉ, 2001;
SALGOT, 1996; BRISSAUD; 1999; EMERICK, 1999). Essa remoção ocorre em
duas etapas: retenção e degradação. Na primeira etapa, de retenção, estão
envolvidos os mecanismos físicos descritos no 4.2.1 filtração mecânica,
interceptação e adsorção. Na segunda etapa, de eliminação ou degradação
microbiológica, o microrganismo é exposto a um conjunto de fatores abióticos e
74
bióticos
desfavoráveis.
Entre
os
abióticos
incluem-se:
umidade,
pH,
temperatura e teor de matéria orgânica; e entre os bióticos, a espécie de
bactéria e a presença de predadores, principalmente de protozoários (STEVIK
e OUTROS, 2004). Além da predação, outros fatores bióticos citados são: o
parasitismo, a competição nutritiva, a secreção de antibióticos e de substâncias
inibidoras (BANCOLÉ, 2001).
A eficiência global do processo de eliminação varia de acordo com o
tipo de organismo (bactéria, vírus e parasitas) e está fortemente relacionada
com o tempo de passagem da água através do filtro, a existência de caminhos
preferenciais, a eficiência de oxidação da matéria orgânica e a forma e
homogeneidade da distribuição do efluente na superfície do filtro (LEFEVRE
1988; SCHMITT, 1989; SALGOT e OUTROS, 1996; SÉLAS, 2002).
Schmitt (1989) apresentou uma equação para previsão da remoção
de coliformes em filtros.
∆fc = 0,48t m + 1,1
tm =
Lθ
H
Equação 33
Equação 34
Onde tm é o tempo médio de detenção hidráulica, L a profundidade,
θ o teor de umidade, e H a carga hidráulica. O autor informa que esses
coeficientes foram obtidos a partir do processamento estatístico de mais de 340
dados de laboratório e em escala piloto. É uma expressão aproximada para o
cálculo das potencialidades de desinfecção de sistemas de infiltração
adequadamente operados, em que a aplicação do efluente sobre a superfície
do leito é razoavelmente uniforme. Essa equação não leva em conta o efeito do
fracionamento da carga hidráulica, fato constatado por diversos autores.
Lefevre (1988) aplicou uma carga hidráulica de 0,50 m em uma única dose e
obteve na profundidade de 1,50 m uma redução de coliformes fecais de 2
uLog. A mesma carga fracionada em 12 doses diárias resultou numa redução
de 3,5 a 4 uLog. Um aspecto importante na remoção de coliformes fecais
citado pelo autor é a manutenção das condições aeróbias no leito. Ele
observou que, com a colmatação da superfície e o esgotamento do estoque de
oxigênio no leito, a qualidade bacteriológica do efluente se degrada. Num
experimento posterior em que o leito foi ventilado artificialmente, observou-se a
75
redução progressiva do número de coliformes no efluente do filtro logo após o
início da operação até atingir menos de 103 CF/100ml. O fechamento do
sistema de ventilação é acompanhado de uma drástica queda na qualidade
bacteriológica do efluente. Logo após a reabertura do sistema, constata-se a
recuperação da qualidade aos níveis de 103 CF/100ml. A repetição do ciclo,
acompanhada pela medição dos níveis de oxigênio, mostrou uma clara
correlação entre a concentração de O2 e a densidade de organismos no
efluente do filtro.
Salgot e outros (1996) estudaram o desempenho de um sistema de
filtração intermitente com espessura de 1,5m e areia de duna (não há
informação sobre o tamanho efetivo) alimentado com efluente secundário
através de um pivô central com um tempo de 70 minutos para uma volta
completa (F=20 d-1). Os resultados obtidos para as diversas profundidades e
cargas variando de 0,165 a 0,33 m/dia são apresentados no gráfico da Figura
19.
Figura 19: Eliminação de coliformes termotolerantes a diferentes profundidades e cargas
hidráulicas
Fonte: SALGOT et al.,1996
Emerick e outros (1997) num arranjo experimental, em que variaram
a carga hidráulica, o tamanho efetivo (TE) e o coeficiente de uniformidade
(CU), com freqüência de aplicação de 24 d-1, encontraram os resultados
mostrados na
76
Figura 20, para remoção de coliforme total e colífago, para TE= 0,65
mm e CU=3,8. Não foi observada uma diferença significativa entre CU de 5,0 e
3,8. Também não se observaram diferenças significativas entre os TE de 0,65
e 3,3 mm submetidos à carga de 0,163 m/dia.
3.5
Coliforme Total
Colifaços
3.0
(und log)
Remoção
2.5
2.0
1.5
1.0
0.5
0.0
0.00
0.05
0.10
0.15
0.2
Taxa de aplicação hidráulica, m/d
Nota: Frequencia da dosagem 24 L/dia
Figura 20: Remoção de microrganismo em função da carga hidráulica
Fonte: EMERICK, 1997
J. L. van Buuren e outros (1999) afirmam que remoções maiores de
coniformes fecais são obtidas com areias com TE<0,2 mm e CU entre 1,5 e 3.
Entretanto consideram que tais características conduzem a uma oxigenação
deficiente e à colmatação e recomendam o uso de TE de 0,5 a 1,0 mm.
Informam ainda que a eliminação de coliformes aumenta sob condições
aeróbias, com o aumento da temperatura e com a redução do pH.
Na maioria dos casos relatados, o aumento da eficiência está
relacionado com o tempo de permanência do efluente no leito, com a
uniformidade da aplicação sobre o mesmo e o fracionamento da carga
hidráulica diária.
Considera-se que existem duas maneiras de se obter altos níveis de
remoção usando filtros intermitentes (SCHMITT, 1989; BRISSAUD, 1999 e
STEVIK, 1999). O primeiro deles consiste em aumentar a profundidade do leito
ou reduzir a carga hidráulica aplicada, o que é uma solução que conduz a uma
77
elevação do custo de investimento do sistema. O segundo método é mais
barato e baseia-se na implementação de uma melhor distribuição do efluente
sobre a superfície do filtro (SALGOT e OUTROS, 1996). Os resultados
(apresentados na Figura 19) obtidos por Salgot e outros (1996) em um
experimento em escala real confirmam as premissas adotadas por outros
pesquisadores.
Brissaud (1999) num trabalho que incluiu experimentos em escala
de laboratório e em escala real, apresenta a equação 36 abaixo para
representar o transporte de bactérias em um meio poroso saturado, baseado
no modelo de Yao e outros (1971):
∂C
∂ 2C
∂C
=D 2 −u
− K aC + Rd
∂t
∂z
∂z
Equação 35
Onde, C é a concentração de bactéria, D é o coeficiente de
dispersão para bactéria, u a velocidade da água através do poro, Ka coeficiente
da taxa de adsorção e Rd a taxa de dessorção da bactéria da fase estacionária.
Considerando todas as partículas de areia do meio filtrante como um coletor,
Ka pode ser expresso conforme a equação a seguir:
K a = 1,5(1 − θ)ηu
z
dp
Equação 36
Onde θ é o conteúdo de água, η a eficiência de um coletor, z a
profundidade no filtro e dp o diâmetro da partícula. A eficiência de um simples
coletor é o resultado da soma de três fatores: difusão molecular, interceptação
e forças de Van der Waals e sedimentação (YAO e OUTROS, 1971).
Pressupondo a existência de condições estacionárias, com uma
concentração de bactéria Co constante na entrada do filtro, e negligenciando-se
o efeito da dispersão, a concentração na profundidade z pode ser escrita como:
78
C
= e ( − K a .α )
Co
Equação 37
Conforme a equação acima, a remoção de bactérias é proporcional
à profundidade z, o que está de acordo com outros experimentos (LANCE,
1980 apud BRISSAUD, 1999). Além disso, assumindo η proporcional a u-1, ∆fc
em um leito de areia resulta proporcional ao tempo de detenção da água no
leito, ou tempo médio de passagem.
Onde a dessorção é representada por um coeficiente de fixação α, o
qual pode ser considerado como a relação entre o número de bactérias
definitivamente fixadas à fase estacionária e o número de contatos entre as
bactérias em suspensão e a fase estacionária. Então, a remoção de bactérias,
∆fc, em condições estacionárias é dada pela equação:
∆fc = log(
Co
z
) = 0,65(1 − θ)αη
C
dp
Equação 38
A filtração intermitente a altas taxas não admite negligenciar o efeito
da dispersão. Assim, continuando a descrever o trabalho de Brissaud, este
autor propõe que ∆fc seja calculado a partir da distribuição do tempo de
detenção hidráulica, o que pode ser obtido por métodos numéricos ou através
de estudos com traçadores, assumindo-se uma relação linear entre a remoção
de coliformes, em unidades logarítmicas, e o tempo de detenção:
∆fc = at + b
Equação 39
A diferença entre essa equação e a anterior é a adição da constante
b, a qual considera a retenção mecânica na superfície do leito. Ainda conforme
o autor, o cálculo do valor de ∆fc não pode ser feito de forma segura se o valor
da eficiência de fixação, α, não for constante. Aplicando-se o modelo
desenvolvido aos dados de laboratório e de campo, foram encontrados os
seguintes valores para os coeficientes:
∆fc = 0,2t + 1,0
Equação 40
79
5.METODOLOGIA
5.1.APARATO EXPERIMENTAL
Para atender o objetivo de avaliar o desempenho do FILA tratando
efluente de um UASB (Up-flow Anaerobic Sludge Blanket), foi construída uma
unidade de tratamento de esgotos piloto em tubos de PVC para esgoto público
com diâmetro na câmara de digestão de 30 cm e de 40 cm na câmara de
sedimentação. A altura da primeira foi de 2,0 m e da segunda de 1,5 m, sendo
1,0 de altura útil, Figura 21. Visando ao acompanhamento em outras
pesquisas, foram previstos três pontos para descarga de lodo em alturas de 50,
100 e 150 cm a partir do fundo, o que possibilitaria o acompanhamento da
concentração de sólidos, assim como o teor de voláteis para tais alturas. O
volume total resultou em 267 litros.
Saída do
efluente
Separador
trifásico
Amostradores de
lodo
Entrada do esgoto
bruto
Figura 21: UASB
80
O UASB foi alimentado com o esgoto bruto proveniente da Escola
Politécnica da UFBA, coletado junto à chegada no poço de decantação
primária que antecede a unidade de tratamento em biodiscos (ver Figura 22).
Nesse ponto, foi instalada uma bomba que fazia o recalque de uma vazão
constante para alimentar o reator UASB. Para controlar a vazão bombeada, foi
instalada uma derivação na linha de recalque que retornava parte da vazão
bombeada para o poço, com o controle efetuado através de registro.
Dreno
Água
6
Cuba de Decantação
Recirculação de Lodo
8
Rotores
3
7
9
4
16
10
Caixa de
Estação RBC
Reduto
5
Motor
Sedimentação
15 Extravasor
Figura 22: Chegada do esgoto bruto
Esse arranjo não se mostrou efetivo, pois possibilitava picos de vazão que
comprometiam o funcionamento do UASB com o arraste de grandes
quantidades de sólidos, sendo então introduzida uma caixa de divisão de vazão
antes do UASB (ver Figura 23).
Figura 23: Caixa de Divisão de Vazão - CDV
81
Nessa caixa, dividida em dois compartimentos, foram abertas duas soleiras
vertentes
com
comprimentos
de
2,0
e
30,0
cm,
descarregando,
respectivamente, para o UASB e para uma linha de retorno. A vazão de
alimentação foi regulada em 70 l/h. Nessas condições, o reator funcionou com
uma velocidade ascensional de cerca de 1,0 m/h. O tempo de detenção
hidráulica foi em torno de 3,8 horas.
O efluente do UASB era encaminhado para um tanque de 300 l
dotado de extravasor. De uma tubulação na parte inferior, saía a alimentação
do barrilete de 40 mm de diâmetro, a partir do qual se bombeava o esgoto para
os filtros (ver Figura 24).
Chegada efl.
UASB
Extravasor
Bombas de alimentação
dos FILAs
Alimentador
dos filtros
Figura 24: Alimentação dos FILAs
Foram utilizadas bombas da marca Invensys BAV1 100-01U, uma
para cada filtro (ver detalhe da bomba na Figura 24). O funcionamento dessas
bombas era controlado por um programador lógico controlável - PLC,
Telemecanique
SR1
A101FU,
programado
para
atender
o
protocolo
experimental estabelecido.
Foram construídos nove filtros em tubos de PVC para esgoto, com
diâmetro de 300 mm. Uma camada filtrante de areia com espessura de 60,0 cm
foi colocada sobre uma camada drenante com a espessura de 15,0 cm
composta por seixos. Esta camada estava dividida em três subcamadas de 5,0
cm cujos constituintes tinham tamanhos efetivos de 1,6, 2,4 e 6,6 mm,
considerando-as do topo para a base. A aplicação da água a ser tratada na
superfície do filtro era feita através de um tubo de 25 mm e sua distribuição,
através de um recipiente de 100 mm de diâmetro dotado de 8 orifícios de 3 mm
82
em linha a uma altura de 50 mm, visando-se uma melhor utilização de toda a
superfície do filtro. A descarga do efluente era feita através de tubo de 40 mm,
conforme mostra a
Figura 25.
Legenda
D10=1,2mm
D10=1,6mm
D10=2,4mm
D10=6,6mm
Distribuição do
esgoto afluente
Saída do filtrado
Figura 25: Detalhes do FILA
5.2.O MEIO FILTRANTE
Foram utilizadas areias de filtro de água provenientes, segundo o
fornecedor, do Rio Paraguaçu. A Figura 26 mostra as curvas granulométricas
obtidas, a partir das quais se pode constatar que as amostras possuem
granulometrias selecionadas e valores de coeficiente de uniformidade próximos
à unidade.
A Tabela 4 apresenta um resumo dos resultados obtidos dos
ensaios de granulometria, densidades máxima e mínima, peso específico das
83
partículas sólidas e condutividade hidráulica do solo saturado. Não foi
detectada, para nenhuma das amostras, a presença de argila ou pedregulho. A
classificação textural do solo ensaiado foi obtida adotando-se a escala da
ABNT, apresentada na norma NBR 6502/95 - Rochas e solos, a qual adota as
seguintes definições: Pedregulho: diâmetro acima de 2,0 mm; Areia grossa: 2,0
- 0,60 mm; média: 0,60 - 0,20 mm; fina: 0,20 - 0,060 mm; Silte: 0,060 - 0,002
mm e argila: menor que 0,002 mm.
Conforme se pode observar, apenas a amostra 04, de granulometria
mais reduzida, apresentou uma condutividade hidráulica saturada na casa de
10-3 cm/s. Todas as outras amostras apresentaram granulometrias em torno de
3,2 x 10-2 cm/s.
Os valores de densidade média específica dos grãos do solo
variaram em torno de 2,65 g/cm3, que é o valor da densidade do quartzo,
mineral constituinte da maior parte das amostras ensaiadas. Novamente, a não
ser para o caso da amostra 4, as densidades secas, máxima e mínima obtidas
para o solo se apresentaram bastante próximas. Devido ao caráter uniforme da
curva granulométrica, o valor do índice de vazios mínimo obtido para as
amostras ficou em torno de 0,70, considerado bastante elevado. Isto se refletiu
tanto nos valores das condutividades hidráulicas saturadas quanto nas curvas
característica de sucção e de condutividade hidráulica.
100
Percentagem que passa
AM O ST R A 1
80
AM O ST R A 2
AM O ST R A 3
AM O ST R A 4
AM O ST R A 5
60
40
20
0
0,01
0,1
1
10
D iâm etro (m m )
Figura 26: Curva granulométrica das AMOSTRAS 01, 02, 03, 04 e 05
84
Tabela 4: Resumo dos resultados dos ensaios de caracterização realizados
Indent. das
Amostras
Amostra 1
Amostra 2
Amostra 3
Amostra 4
Amostra 5
Densidade
Ensaio de
Esp., rs
Densidades (g/cm3)
Ensaio de Granulometria
Pedregulho
A.G
99
96
84
-
A.M
1414
69
100 -
A.F
Silte
225
-
6-
Argila g/cm³
2,65
2,66
2,65
2,66
2,66
Max.
1,53
1,531
1,51
1,681
1,533
Min.
1,198
1,24
1,259
1,314
1,267
Ko
3,3E-02
3,0E-02
3,2E-02
4,6E-03
3,7E-02
Das amostras ensaiadas, foram selecionadas para utilização como
meio filtrante as de número 2, 3 e 5, com d10, respectivamente de 0,5, 0,7 e 1,2
mm. Os nove filtros foram arranjados em 3 conjuntos de três unidades, com
leitos filtrantes constituídos por areias com tamanhos efetivos de 0,5, 0,7 e 1,2
mm, coeficientes de uniformidade menor ou igual a 2 e espessura de 60,0 cm
(ver
Figura 25). O conjunto do aparato experimental pode ser visto de
forma esquemática na Figura 27.
CDV
UASB
Filtro
Bomba
Tanque
Efluente
UASB
Bomba
Figura 27: Conjunto do aparato experimental
85
5.3.O PROTOCOLO EXPERIMENTAL
Os nove filtros foram agrupados em três conjuntos de três filtros. Em
um mesmo conjunto, cada filtro foi preenchido com um leito filtrante com um
tamanho efetivo: F1, 0,5 mm; F2, 0,7 mm; F3, 1,2 mm. Todos os filtros foram
carregados intermitentemente com o efluente do UASB, de maneira que todos
receberam a mesma carga de 60 cm/dia. Essa carga foi aplicada em um
número de doses que variou segundo o conjunto: Conjunto 1, 24 doses por dia;
Conjunto 2, 48 doses por dia; Conjunto 3, 96 doses por dia. Dessa forma, cada
um dos três tamanhos efetivos foi avaliado com uma freqüência de aplicação,
resultando em nove combinações. O protocolo experimental está resumido na
Tabela 5.
Tabela 5: Protocolo experimental
CONJUNTO 1
CONJUNTO 2
CONJUNTO 3
FI - 1 FI - 2 FI - 3 FI - 4 FI - 5 FI - 6 FI - 7 FI - 8 FI - 9
TE
0,5
0,7
1,2
0,5
0,7
1,2
0,5
0,7
1,2
-1
24
24
24
48
48
48
96
96
96
F (doses.d )
As bombas de alimentação dos filtros, apesar de serem do mesmo
modelo, apresentaram vazões ligeiramente diferentes, o que foi corrigido com
uma regulagem na abertura do registro de entrada em cada filtro.
Considerando a carga hidráulica aplicada, 60,0 cm/dia (=600,0 l/m2.dia), e a
área do filtro, 0,07 m2, o volume diário a ser aplicado foi de 42 l. A dose foi
controlada pela duração, resultando nos valores apresentados na Tabela 6.
Tabela 6: Tempos de aplicação
-1
Frequência d
Tempo de aplicação
Volume diário total
Conjunto 1 Conjunto 2 Conjunto 3
24
48
96
28
14
7
42 l
42 l
42 l
5.4.CARACTERÍSTICAS DO EFLUENTE APLICADO
O efluente aplicado nos filtros foi o esgoto bruto proveniente da
Escola Politécnica da UFBA, após passar por tratamento em UASB piloto.
86
Para a realização deste trabalho experimental, as características do
esgoto bruto, assim como as do efluente do UASB, foram monitoradas. A
Tabela 7 mostra os valores encontrados.
Tabela 7: Características do efluente do UASB
Esgoto bruto
Efluente do UASB
n Média
sD
n Média
sD
4 2143,8 866,6 4 2181,8
811,3
Condutividade
4 2612,5 3688,4 4 215,0
75,5
Cor
4 214,6 293,3 4
68,8
31,8
DBO
5 1027,0 878,5 5 212,4
60,1
DQO
5
21,0
8,3 5
16,3
3,0
Fósforo Total
5 141,3
50,6 5 140,8
44,2
Amonia
5
3,6
3,8 5
3,2
4,2
Nitrato
3 167,7
88,1 3 177,7
85,1
NTK
4
50,0
18,2 4
52,5
16,3
K
4
97,5
19,4 4 100,0
17,8
Na
4 1064,0 1086,1 4
69,3
31,6
Sol. Susp.
4 637,8 412,6 4 254,3
405,2
Turbidez
3
15,5
2,1 3
16,8
1,2
Mg
3
49,8
11,0 3
50,2
12,5
Ca
Todas as unidades em mg/l, exceto Condutividade m mho/cm
Parâmetro
5.5.OPERAÇÃO E AMOSTRAGEM DOS FILTROS
Concluída a montagem dos reatores e o ajuste das vazões de
alimentação dos filtros, procedeu-se ao início da operação do UASB, adotandose o procedimento descrito a seguir.
O UASB foi semeado com 15 litros de lodo proveniente de um reator
maduro, com vistas à aceleração do processo. Após a semeadura, o reator
permaneceu em descanso por um período de 3 dias, a partir do qual começou
a receber esgoto bruto coletado na caixa de reunião. Após 21 dias do início da
operação do UASB, iniciou-se a partida dos filtros, que seguiu o seguinte
procedimento: o tanque de alimentação foi completamente drenado e
completado com água limpa, sendo então iniciada a alimentação com o
efluente do UASB. Esse procedimento visou à partida da operação dos filtros
com efluente diluído, favorecendo uma aclimatação gradual ao efluente. Os
filtros receberam então, cada um, 20 litros do efluente de um biodisco, com o
objetivo de prover a semente de bactérias aeróbias para o início de colonização
do meio filtrante. A alimentação foi iniciada após 24 horas.
87
Os filtros foram operados de forma regular entre os dias 24/11/04 a
19/01/05. Três fases distintas ficaram caracterizadas nesse período. Na
primeira, o filtro operou de forma normal, sem colmatação, entre os dias
24/11/04 e 22/12/04, quando um acidente no funcionamento do UASB liberou
uma grande quantidade de sólidos que atingiram a superfície dos filtros. Na
segunda fase, do dia 22/12/04 ao dia 11/01/05, os filtros foram operados com a
superfície colmatada. Na terceira, foi feita uma remoção de uma camada de
cerca de 5,0 cm dos filtros, que permaneceram em operação até o dia
19/01/05. Um novo acidente com o UASB no dia 22/01/05 interrompeu o
experimento.
Foram coletadas amostras durante todas as fases do experimento,
conforme a Tabela 8. As amostras eram coletadas durante um ciclo completo,
de modo que os resultados refletem a condição média dos efluentes à saída
dos filtros. Foram analisados os seguintes parâmetros nas amostras coletadas:
Tabela 8: Parâmetros analisados
Parâmetro
Amônia
Cálcio
Condutividade
Cor
Colif. Term.
DBO
DQO
Fósforo Total
Magnésio
N. Nitrato
Nitrogênio Total
Potássio
Sódio
Sólidos Suspensão
Turbidez
Nº de análises
5
4
4
5
9
4
6
5
4
5
3
4
4
6
5
Método de Análise
SMEWW 417-B
SMEWW 3500-Ca D
SMEWW 2510-B
SMEWW 2121-B
Técnica da Memb. Filtrante
SMEWW 5210-B
SMEWW 5220-B
SMEWW 4500-D
SMEWW 3500-Mg E
Kit/Hach met 8039
Kit/Hach met 10072
SMEWW 3500-B
SMEWW 3500-B
SMEWW 2540-D
SMEWW 2130-B
5.6.ASPECTOS HIDRÁULICOS
Foi feita, antes do início da operação, a medição do hidrograma na
saída de cada filtro, de modo a possibilitar o cálculo do tempo médio de
passagem.
88
5.7.COLMATAÇÃO
Em uma etapa posterior, com os filtros alimentados com o efluente
de um filtro anaeróbio, o efeito da colmatação foi acompanhado por meio de
fotografias da superfície dos leitos.
89
6.RESULTADOS E DISCUSSÃO
6.1.ASPECTOS HIDRÁULICOS
Visando definir de forma aproximada os tempos de passagem, um
parâmetro importante para os mecanismos físicos e biológicos envolvidos na
eliminação da carga orgânica e de microrganismos, foi levantado o hidrograma
de saída de cada um dos filtros, cujos resultados podem ser observados no
gráfico da Figura 28.
Hidrograma Conjunto 1
Vazão (L/min)
0,200
0,150
FI-1/24
0,100
FI-2/24
FI-3/24
0,050
57
53
49
45
41
37
33
29
25
21
17
13
9
5
1
0,000
Tempo (min)
Hidrograma Conjunto 2
Vazão (L/min)
0,200
0,150
FI-1/48
0,100
FI-2/48
FI-3/48
0,050
57
53
49
45
41
37
33
29
25
21
17
13
9
5
1
0,000
Tempoo (min)
Hidrograma Conjunto 3
0,150
FI-1/96
0,100
FI-2/96
FI-3/96
0,050
Tempo (min)
Figura 28: Hidrogramas de saída
56
51
46
41
36
31
26
21
16
11
6
0,000
1
Vazão (L/min)
0,200
90
O tempo médio de passagem – TMP, que corresponde ao centro de
gravidade da área sob cada curva – foi calculado para cada um dos filtros no
intervalo de uma hora, período em que a lâmina de água aplicada fica igual
para todos os filtros. Observa-se que os hidrogramas para os tamanhos
efetivos de 0,5 e 0,7 mm são sempre muito próximos, refletindo a proximidade
dos TEs. Os resultados podem ser observados na Tabela 9.
Tabela 9: Tempo Médio de Passagem, minuto
Frequencia
(d-1)
24
48
96
0,5
23,1
32,6
30,6
TE (mm)
0,7
23,3
32,1
30,8
1,2
14,8
27,7
30,5
Pode-se notar que os TMP crescem com o aumento da freqüência de aplicação
(maior fracionamento da carga diária) e com a redução do TE dos grãos do
leito filtrante.
6.2.SÓLIDOS SUSPENSOS
O efluente aplicado aos FILAs apresentou concentração média de
sólidos suspensos de 69,3 mgSS/l, valor típico de efluentes de UASB,
resultando em uma carga de 41,6 g/m2.dia. Essa carga pode ser considerada
elevada quando comparada à que Cowan (1980) recomenda, de 13,0 g/m2.dia.
Nessas condições, observou-se uma remoção quase total dos sólidos no
efluente de todos os filtros, com valores abaixo de 5,0 mgSS/l, exceto nos dos
filtros 2/24 e 3/24, com menor freqüência de aplicação (24 d-1) e tamanho
efetivo de 0,7 e 1,2 mm respectivamente, como mostra o gráfico da Figura 29.
A Tabela 10 mostra a comparação das médias para uma
significância de 95%. As médias seguidas, representadas com letras
minúsculas iguais nas colunas e com letras maiúsculas nas linhas, não diferem
entre si pelo teste de t a 5% de probabilidade.
91
Tabela 10: Comparação das médias de concentração de SS
SS
F (d-1)
24
TE (mm)
0,5
0,7
1,2
1,6aA 6,0abA 13,6bA
48
96
2,0aA
3,8aA
4,0aA
3,2aB
4,0aA 3,2aAB
O conjunto de gráficos temporais apresentados na Figura 30, mostra
uma elevação das concentrações de SS na fase em que os filtros operaram
com uma camada de sólidos na superfície. Apesar disso, houve uma remoção
consistente de SS com todos os resultados abaixo de 20,0 mg/l, exceto em
uma amostra do FI 3/24, maior TE (1,2 mm) e menor F (24 d-1).
92
TE 0,7
TE 1,2
120
100
100
100
80
80
80
60
F 24d
40
-1
F 48d
-1
F 96d
-1
20
60
F 24d-1 F 48d-1 F 96d-1
40
20
0
1/24
1/48
60
F 24d-1 F 48d-1 F 96d-1
40
20
0
Efl.UASB
mgSS/l
120
mgSS/l
120
1/96
Efl.UASB
F 24d-1
2/24
2/48
2/96
0
Efl.UASB
F 48d-1
120
100
100
100
80
80
80
TE 0,5 TE 0,7 TE 1,2
40
20
60
TE 0,5 TE 0,7 TE 1,2
40
20
0
1/24
2/24
3/24
3/48
3/96
60
TE 0,5 TE 0,7 TE 1,2
40
20
0
Efl.UASB
mgSS/l
120
60
3/24
F 96d-1
120
mgSS/l
mgSS/l
mgSS/l
TE 0,5
Efl.UASB
1/48
2/48
3/48
Figura 29: Box Plot Variação de SS com TE e F
0
Efl.UASB
1/96
2/96
3/96
93
120
120
100
100
100
80
80
80
60
40
20
0
30/11/04
mgSS/l
120
mgSS/l
mgSS/l
F 24 d-1
60
40
20
12/12/04
24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
40
20
0
30/11/04
17/1/05
60
12/12/04
1/24
24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
0
30/11/04
17/1/05
12/12/04
2/24
24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
17/1/05
3/24
120
120
100
100
100
80
80
80
60
40
mgSS/l
120
mgSS/l
mgSS/l
F 48d-1
60
40
40
20
20
0
30/11/04
0
30/11/04
12/12/04
24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
17/1/05
60
20
0
12/12/04
1/48
24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
17/1/05
30/11/04
12/12/04
2/48
24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
17/1/05
3/48
120
120
100
100
100
80
80
80
60
40
60
40
20
20
0
30/11/04
mgSS/l
120
mgSS/l
mgSS/l
F 96d-1
12/12/04
24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
1/96
17/1/05
60
40
20
0
30/11/04
12/12/04
24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
17/1/05
2/96
Figura 30: Variação temporal de SS
0
30/11/04
12/12/04
24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
3/96
17/1/05
94
A remoção quase total dos sólidos no efluente de todos os filtros
refletiu-se na baixa turbidez desses efluentes que apresentaram valores
médios abaixo de 5,0 NTU – exceto, outra vez, os dos filtros 2/24 e 3/24 (ver
Figura 29) –, conferindo-lhes um excelente aspecto para reúsos urbanos em
que aspectos estéticos são relevantes. A presença de sólidos suspensos além
de um dado limite pode provocar entupimentos nos bicos de aspersão em
projetos de reúso agrícola. A Organização Mundial da Saúde recomenda um
limite de 30,0 mg SS/l para reúso em irrigação e em recarga de aqüífero. Essa
característica é muito importante também para o uso desses efluentes em
hidroponia, em que a eliminação de sólidos é fundamental para evitar sua
retenção nas raízes e, consequentemente, sua decomposição anaeróbia, que
seria danosa ao desenvolvimento das plantas (ANDRADE NETO e OUTROS,
2005).
Embora a Resolução nº. 357/2005 do CONAMA não estabeleça
limites para concentrações de SS, o faz para turbidez, que é um parâmetro
muito associado à presença de sólidos suspensos, conforme mostrado na
Tabela 11.
Tabela 11: Limites de turbidez na Resolução nº. 357/2005
Classe
Turbidez (UNT)
1
40
2
100
3
100
4
na
A turbidez é uma medida alternativa da qualidade de efluentes
tratados e de águas naturais, com relação à matéria coloidal e em suspensão.
Para efluentes tratados, existe uma razoável relação entre o teor de sólidos
suspensos totais, SST, e a turbidez (CRITES e TCHOBANOGLOUS, 1998).
SST = f .T
Equação 41
Onde f é um fator que varia de 2,0 a 2,7. Para os dados obtidos,
entretanto, o valor desse fator ficou em torno de 1,10 para o efluente dos filtros.
Observa-se que os efluentes de todos os filtros apresentaram valores de
turbidez inferiores a 10,0 UNT, muito aquém, portanto, do limite mais restritivo
estabelecido na legislação ambiental.
Utilizando-se a Equação 1, proposta por Herzig e outros (1970),
apud Schmitt (1989), que estabelece a relação entre o volume retido e o
95
volume total do leito, e adotando-se os valores indicados abaixo para os
principais parâmetros da equação, obtêm-se os valores de σ em função do
tamanho das partículas a serem removidas, conforme mostra o gráfico da
Figura 31.
Porosidade
de 15 a 35%
Número de coordenação
de 2 a 10
Diâmetro médio da areia
de 0,5 a 1,2 mm
10000,00%
1000,00%
100,00%
10,00%
1,00%
s%
Limite inferior
Limite superior
0,10%
0,01%
0,00%
0,00%
0,00%
1
10
100
1000
Tamanho da partícula (mm)
Figura 31: Relação entre volume retido por filtração e volume do leito, σ
Corapcioglu e Haridas (1984) adotam para σ o valor de 1% como
discriminante da importância da retenção por filtração. Obter valores de σ
menores que 1% permitiria afirmar que esse fenômeno é desprezível. Observase na Figura 31 que o tamanho das partículas para σ maior que 1%, nas
condições experimentadas, varia de 45 a 65 µm. Considerando-se a
distribuição do tamanho de partículas em efluente de UASB conforme Alves e
outros (2003) e admitindo-se os resultados obtidos por eles como
representativos, pode-se concluir que o mecanismo de filtração tem
importância na eliminação da matéria em suspensão de efluente de UASB em
96
FILAs, uma vez que, segundo esses autores, 34% dos sólidos em suspensão
no efluente do UASB têm tamanho superior a 50 µm.
Entretanto, deve-se salientar que, a remoção de sólidos suspensos
em FILAs, no nível em que se observou, deve-se, também, aos mecanismos de
interceptação, sedimentação e adsorção.
6.3.CÁTIONS E CONDUTIVIDADE ELÉTRICA
Os metais solúveis são removidos em proporções desprezíveis nos
filtros, podendo-se afirmar até que essa remoção é nula, que ocorre, de resto,
em processos biológicos. Entretanto, realizou-se o monitoramento desses
metais devido à importância que eles têm para o reúso de água, principalmente
aquele destinado à produção agrícola. Os resultados são apresentados na
Tabela 12.
Tabela 12: Concentrações de cátions no sistema (mg/l)
SÓDIO
n
1-Esg.Bruto
2-Efl.UASB
1/24
2/24
3/24
1/48
2/48
3/48
1/96
2/96
3/96
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
média
97,5
100,0
98,5
98,3
98,0
98,3
97,8
98,3
97,0
98,5
98,8
CÁLCIO
desvio
padrão
19,4
17,8
14,9
14,7
14,3
14,2
15,5
14,9
14,3
14,5
14,1
n
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
média
49,8
50,2
46,5
41,5
36,5
45,8
47,5
53,2
39,8
48,5
47,2
MAGNÉSIO
desvio
padrão
11,0
12,5
15,4
11,8
14,2
7,8
11,8
29,9
16,6
18,5
22,2
n
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
média
15,5
16,8
19,3
18,8
19,4
18,3
23,2
22,7
21,3
22,3
21,2
desvio
padrão
2,1
1,2
2,3
2,2
1,6
4,2
0,3
4,3
3,4
4,6
4,3
O sódio tem importância na definição da qualidade da água para
irrigação, uma vez que causa um impacto negativo na permeabilidade do solo
quando a Razão de Adsorção de Sódio (RAS), expressa pela Equação 42 a
seguir, é alta:
RAS =
[Na ]
[Ca ] + [Mg ]
2
Onde,
RAS = razão de absorção de sódio
[Na] = concentração de sódio, meq/l
[Ca] = concentração de cálcio, meq/l
Equação 42
97
[Mg] = concentração de magnésio, meq/l
Tabela 13: Estimativa de SDT em função de CE
CE (dS/m)
SDT (mg/l), máx
SDT (mg/l), mín
1-Esg. Bruto 2-Efl. UASB 1/24
2/24
3/24
1/48
2/48
3/48
1/96
2/96
3/96
2,1
2,2
1,6
1,6
1,6
1,6
1,5
1,6
1,5
1,6
1,6
1500,6
1527,2 1104,8 1125,1 1138,0 1122,6 1076,8 1154,1 1064,2 1121,1 1142,2
1179,1
1200,0 868,0 884,0 894,2 882,1 846,0 906,8 836,1 880,8 897,5
Um valor da RAS menor ou igual a 10 é aceitável para solos com
mais de 15% de argila. Solos com teores menores de argila podem tolerar uma
RAS de até 20, particularmente se a concentração de os sólidos dissolvidos
totais SDT for maior ou igual a 800 mg/l.
A Tabela 14 mostra as diretrizes para avaliação da qualidade da
água de irrigação segundo o critério de RAS associado ao de condutividade
elétrica.
Tabela 14: Restrição de uso para água de irrigação
RAS
0-3
3-6
6-12
12-20
20-40
Nenhuma Moderada
CE
>0,7
0,7-0,2
>1,2
1,2-0,3
>1,9
1,9-0,5
>2,9
2,9-1,3
>5,0
5,0-2,9
Severa
<0,2
<0,3
<0,5
<1,3
<2,9
Fonte: MARQUES, 2003
Na Tabela 15, são apresentados os valores de RAS para os
efluentes dos FILAs. Pode-se observar que, em todos os tratamentos, os
valores se mantiveram em torno de 3,0.
Tabela 15: Razão de adsorção de sódio
1-Esg. Brut o 2-Efl.UASB 1/ 24 2/24 3/24 1/48 2/48 3/48 1/96 2/96 3/96
3, 1
3, 1
3,1 3,2 3,3 3,1 2,9 2,8 3,1 2,9 3,0
A condutividade elétrica da água – CE é uma medida da capacidade
da solução conduzir uma corrente elétrica. Uma vez que essa condução se dá
por meio dos íons na solução, a CE aumenta com o aumento da concentração
de íons. Com efeito, o valor da CE é usado para estimar a concentração de
sólidos dissolvidos totais (SDT). Este é um dos parâmetros mais importantes
na definição da adequabilidade da água para uso em irrigação.
98
SDT (mg / l ) = CE (dS / m) × (550 − 700)
Equação 43
A título de ilustração, apresentam-se a seguir os valores de CE para
algumas culturas, com os quais não haveria redução da produção.
Tabela 16: Valores de CE para algumas culturas, sem perda de produção
Cult ura
CE (dS /m )
Gram a B ermu da
13
Cana d e açú car
10
A lgod ão
10
A veia
7
S oja
5
Milho
5
Fonte: PETTYGROVE e ASANO, 1990.
Como se pode observar na Tabela 15, a RAS nos diversos
tratamentos se manteve em torno de 3,0. Esse fator associado ao valor de 1,5
dS/m para a condutividade elétrica, conduziria a um enquadramento do
efluente dos FILAs para o uso em irrigação sem nenhuma restrição. Todavia é
preciso ressaltar que a presença de íons decorre, principalmente, da qualidade
do manancial da água utilizada e que os valores exigidos para a RAS podem
ser diferentes, mais restritivos, dependendo dessa qualidade.
6.4.SUBSTÂNCIAS OXIDÁVEIS
A demanda total de oxigênio, DTO, aplicada nos FILAs, resultado da
soma das demandas carbonácea e nitrogenada (ver Equação 7), foi de 881,0
mg/l, sendo 69,0 mgO2/l relativa à carbonácea e 812,0 mgO2/l à nitrogenada.
Considerando-se a carga hidráulica aplicada, a carga superficial de DTO foi,
em média, de 528,0 g/m2.dia; muito superior à recomendada pela EPA (2000),
que é de 10 g/m².dia; por Van Buuren e outros (1999), que é de 55,0 g/m2.dia e
por Bancolé (2001), que é de 110,0 a 285,0 g/m2.dia.
Os resultados obtidos, apresentados na Tabela 17, mostram uma
remoção de DBO5 de 79% a 91%, com eficiências de remoção mais elevadas e
melhores nas freqüências de aplicação maiores. Os resultados de eficiência de
remoção de DBO, quando incluem o UASB, variam de 93% a 97 %. Os
resultados apresentados na tabela, quando seguidos por letras iguais na
99
mesma linha, não tiveram diferença significativa pelo teste de Tuckey. Assim,
não se observou, nas faixas de granulometria e freqüências estudadas, efeito
desses parâmetros na remoção da carga orgânica, exceto no TE de 1,2 mm
com f=24 d-1, para o qual o valor médio encontrado difere estatisticamente
daqueles obtidos para F= 48 d-1 e F= 96 d-1. Entretanto, como pode ser
observado na Figura 32, há uma tendência de melhores remoções para
maiores tempos de passagem. Todos os resultados médios de DBO5 estiveram
abaixo de 10,0 mgO2/l, exceto os filtros 2/24 e 3/24, que tiveram médias de
13,5 e 14,5 mg/l, respectivamente; ainda assim resultados muito baixos,
conforme pode se observar no gráfico da Figura 33.
Tabela 17:Resultados médios de DBO5
DBO
F (d-1)
24
48
96
TE (mm)
0,5
0,7
1,2
10,0aA 13,5aA 14,5a
8,8aA
7,5aA
8,8aA 7,3aA
7,5aA 6,3aA
16,0
y = -0,4121x + 20,572
R2 = 0,7086
14,0
DBO 5 (m g /l)
12,0
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
0,0
Figura 10,0
32: Tendência
x tempo 30,0
de passagem
5 efluente
15,0 de DBO
20,0
25,0
35,0
Tempo (min)
100
TE 0,7
120
100
100
100
80
80
80
60
mgO2/l
120
40
60
40
F 24d-1 F 48d-1 F 96d-1
Efl.UASB
1/24
1/48
1/96
0
Efl.UASB
F 24d-1
2/24
2/48
Efl.UASB
2/96
F 48d-1
100
100
100
80
80
80
TE 0,5
TE 0,7
TE 1,2
20
mgO2/l
120
mgO2/l
120
60
60
40
TE 0,5
TE 0,7
TE 1,2
1/24
2/24
3/24
3/96
TE 0,5
TE 0,7
TE 1,2
1/96
2/96
3/96
60
40
0
0
Efl.UASB
3/48
20
20
0
3/24
F 96d-1
120
40
F 24d-1 F 48d-1 F 96d-1
20
0
0
60
40
F 24d-1 F 48d-1 F 96d-1
20
20
mgO2/l
TE 1,2
120
mgO2/l
mgO 2/l
TE 0,5
Efl.UASB
1/48
2/48
3/48
Figura 33: Box Plot Variação da DBO com TE e F
Efl.UASB
101
Efl.UASB
5/1/05
17/1/05
1/24
120
100
80
60
40
20
0
30/11/04 12/12/04 24/12/04
Efl.UASB
mgO2/l
120
100
80
60
40
20
0
30/11/04 12/12/04 24/12/04
mgO2/l
mgO2/l
F 24 d-1
5/1/05
17/1/05
120
100
80
60
40
20
0
30/11/04 12/12/04 24/12/04
Efl.UASB
2/24
5/1/05
17/1/05
3/24
Efl.UASB
5/1/05
17/1/05
120
100
80
60
40
20
0
30/11/04 12/12/04 24/12/04
Efl.UASB
1/48
mgO2/l
120
100
80
60
40
20
0
30/11/04 12/12/04 24/12/04
mgO2/l
mgO2/l
F 48d-1
5/1/05
17/1/05
2/48
120
100
80
60
40
20
0
30/11/04 12/12/04 24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
17/1/05
3/48
Efl.UASB
5/1/05
1/96
17/1/05
120
100
80
60
40
20
0
30/11/04 12/12/04 24/12/04
Efl.UASB
mgO2/l
120
100
80
60
40
20
0
30/11/04 12/12/04 24/12/04
mgO2/l
mgO2/l
F 96d-1
5/1/05
17/1/05
2/96
Figura 34: Variação temporal da DBO
120
100
80
60
40
20
0
30/11/04 12/12/04 24/12/04
Efl.UASB
5/1/05
3/96
17/1/05
102
Tais resultados qualificam esses efluentes para o atendimento às
legislações mais restritivas do Brasil, como nos casos de São Paulo e Minas
Gerais, Estados em que o limite imposto é de 60,0 mg/l. No plano internacional,
o efluente final atende aos padrões da agência ambiental americana, EPA, e da
diretiva da Comunidade Européia, que são, respectivamente, de 30,0 e 20,0
mg/l.
No que tange à demanda nitrogenada, observa-se uma elevada
diminuição das formas reduzidas do nitrogênio e o aumento de nitrato nos
efluentes dos filtros (ver Figura 35). Enquanto que no efluente do UASB a
presença de nitrogênio nas formas reduzidas e oxidadas foi de 98 e 2%,
respectivamente, na saída dos filtros essa proporção foi de 21 a 44% para as
formas reduzidas e de 79 a 56% para as formas oxidadas; sendo que os piores
resultados foram os do filtro 1/48 (Te= 0,5mm e f=48d-1) e os mais elevados, os
provenientes do filtro 2/48 (Te= 0,7 mm e f= 48d-1). Na média geral, a
proporção foi de 35 e 65%.
250,0
200,0
150,0
Amônia
Nitrato
100,0
50,0
0,0
2-Efl.UASB
1/24
2/24
3/24
1/48
2/48
3/48
1/96
2/96
3/96
Figura 35: Oxidação da amônia
Tomando-se por base esses valores, a DTO removida variou do
mínimo de 514,3 ao máximo de 703,8 mg/l para os filtros 1/48 (Te= 0,5mm e
103
f=48d-1) e 2/48 (Te= 0,7 mm e f= 48d-1), respectivamente. Deve-se ressaltar a
elevada capacidade de oxidação total dos filtros, mesmo no caso do filtro 1/48,
que teve o resultado mais baixo.
É importante salientar aqui a característica atípica do efluente
utilizado, com uma concentração de nitrogênio total de 177,7 mg/l, quando o
valor normal em esgotos domésticos situa-se na faixa de 35,0 a 70,0 mg/l
(BASTOS, 2003). Isso se deve, provavelmente, a ausência de outras correntes
– presentes no esgoto doméstico típico – como água de chuveiro e de lavagem
de roupa, que diluem o teor de nitrogênio, e também à predominância da
presença de urina em relação a fezes (DULTRA, 2005). Sabe-se que a urina
contribui com mais de 90% do nitrogênio presente no esgoto doméstico
(HENZEN, 2001).
Como referência, um esgoto doméstico típico após tratamento em
UASB teria uma DTO da ordem de 300,0 mg/l, cerca de um terço da DTO do
efluente utilizado, o que, provavelmente, possibilitaria uma nitrificação mais
completa do que se observou neste experimento.
O expressivo grau de nitrificação do efluente indica a natureza
aeróbia do processo de digestão, sendo o aporte de oxigênio da ordem de
360,0 g/m2.dia para justificar a remoção da DTO. Diversos autores sugerem
que o fracionamento da carga hidráulica diária em um número maior de doses
favorece os mecanismos de convecção para aporte de oxigênio ao meio
filtrante, tendência também observada neste experimento. Entretanto, a
ausência de medições dos teores de gases na atmosfera do leito não permite
concluir a relevância maior entre os dois mecanismos apontados como
responsáveis pelo fornecimento de oxigênio para os processos biológicos:
convecção e difusão.
O efluente final, com baixa carga orgânica, pode ser utilizado para
diversas aplicações urbanas não potáveis, podendo, inclusive, ser armazenado
por longos períodos sem que se verifique a formação de odor (COHIM e
OUTROS, 2005), característica desejável para essas aplicações.
104
6.5.MICRORGANISMOS
O efluente do UASB apresentou, durante a fase experimental,
densidade média de coliformes termotolerantes (C.TE.) de 5,9 uLog/100 ml,
com máximo de 6,5 e mínimo de 4,5 uLog.
A remoção de coliformes termotolerantes mostrou-se, em geral, ser
expressiva em FILAs, conforme evidencia a Tabela 18. Essa remoção é tanto
maior quanto maior é a freqüência de aplicação. O TE mostrou-se um fator
importante quando foi utilizada a freqüência de 24d-1. Para as freqüências de
48 e 96 d-1, o TE mostrou-se pouco relevante. O fracionamento da dose revelase mais importante para o TE de 1,2 mm. Nos filtros 1/48, 2/48, 1/96, 2/96 e
3/96, as concentrações médias residuais de coliformes termotolerantes ficaram
abaixo de 3 uLog/100ml (ver Figura 36).
Tabela 18: Resultados médios de C.TE. no efluente dos filtros
C.TE.
F (d-1)
24
TE (mm)
0,5
0,7
1,2
3,7aA 3,4aA 5,1
48
96
2,7aA 2,8aA 3,6a
2,8aA 2,8aA 2,6a
A média geral da densidade de C.TE. na saída dos filtros para uma
dada freqüência, independentemente do TE, mostrou uma tendência de valores
menores para as freqüências maiores, enquanto que, para um mesmo TE,
independentemente da freqüência, os valores foram menores para os menores
TEs, conforme pode se observar na Tabela 19.
Tabela 19: Densidades médias de C.TE. (uLog/100ml)
TE (mm)
0,5
0,7
1,2
Frequência (d-1)
24
48
96
3,7
2,7
2,8
3,4
2,8
2,6
5,1
3,6
2,6
105
TE 0,7
TE 0,5
7,0
7,0
F 24d-1
6,0
F 48d-1
F 96d-1
F 48d-1
F 96d-1
3,0
2,0
1,0
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
1/24
1/48
1/96
F 24d-1
2/24
2/48
6,0
Efl.UASB
TE 0,7
TE 1,2
TE 0,7
TE 1,2
2,0
1,0
4,0
3,0
2,0
3/24
TE 0,7
TE 1,2
4,0
3,0
2,0
1,0
0,0
2/24
3/96
5,0
1,0
0,0
TE 0,5
6,0
u Log/100ml
3,0
3/48
7,0
TE 0,5
6,0
u Log/100ml
4,0
3/24
F 96d-1
5,0
1/24
2,0
F 48d-1
5,0
Efl.UASB
3,0
2/96
7,0
TE 0,5
4,0
0,0
Efl.UASB
7,0
F 96d-1
1,0
0,0
Efl.UASB
F 48d-1
5,0
u Log/100ml
4,0
F 24d-1
6,0
5,0
u Log/100ml
u Log/100ml
7,0
F 24d-1
6,0
5,0
u Log/100ml
TE 1,2
0,0
Efl.UASB
1/48
2/48
3/48
Efl.UASB
Figura 36:Box Plot Variação da qualidade do efluente com TE e F
1/96
2/96
3/96
106
Os resultados mostram que os filtros 1/48, 2/48, 1/96, 2/96 e 3/96
apresentaram efluente final com qualidade compatível com o padrão de
irrigação irrestrita da OMS e com a classificação de muito boa para
balneabilidade. O padrão de Classe 2 de corpo receptor da Resolução nº.
357/2005 do CONAMA também pode ser atendido por esses filtros.
Embora não tenha força de lei, a norma brasileira NBR nº. 13369
sugere a adoção de um padrão de 500 UFC/100ml como seguro para uso de
efluente tratado em descarga de vasos sanitários. Esse limite, quando
confrontado com o limite de 1000 UFC/100ml para águas balneares
satisfatórias, parece extremamente restritivo considerando-se o nível de
exposição a que se submete em uma e outra situação. Entretanto, os filtros
citados também teriam capacidade de atender a esse padrão.
A eficiência de remoção de bactérias está associada aos
mecanismos de interceptação e de adesão. Esses mecanismos são
favorecidos
pelo
escoamento
em
lâminas
muito
finas
em
que
os
microrganismos passam muito mais próximos dos grãos que formam o leito
filtrante, favorecendo a adesão e posterior abatimento.
Um fator que parece estar ligado ao desempenho dos filtros no que
diz respeito à remoção de microrganismos é o tempo médio de passagem
(TMP), este também relacionado com a freqüência de aplicação e com o
tamanho efetivo dos grãos. Ao plotar os resultados de remoção versus os TMP,
observa-se um elevado grau de aderência, traduzido por um coeficiente de
determinação R2= 0,89, que pode ser considerado elevado devido à natureza
do processo, conforme se observa no gráfico da Figura 37. É importante
destacar a semelhança da Equação 44 obtida neste experimento com a que
outros autores obtiveram (cf. SCHMITT, 1989; BRISSAUD 1976).
∆fc=0,1299t – 0,8616
Equação 44
107
4
y = 0,1299x - 0,8616
R2 = 0,894
3,5
3
uLog removida
2,5
2
1,5
1
0,5
0
0,0
5,0
10,0
15,0
20,0
25,0
30,0
35,0
TMP (min)
Figura 37: Remoção de C.TE. versus TMP
Embora o efeito positivo do fracionamento maior tenha sido
observado no que tange à remoção de microrganismos, é importante registrar
que freqüências maiores reduzem a duração da carreira do filtro. Essa suspeita
surgiu durante a primeira etapa do experimento e ensejou o acompanhamento
mais atento desse aspecto durante a segunda etapa, quando a superfícies dos
leitos foi fotografada periodicamente. Uma seqüência de fotos, feitas para
comparar a evolução do processo para os tamanhos efetivos e as freqüências
utilizadas, é mostrada da Figura 39 à Figura 44.
Observa-se também que, como era de se esperar, esse processo é
mais rápido para os menores tamanhos efetivos dos grãos. Esse fato foi
também observado por Bancolé e outros (2003), quando eles utilizaram uma
carga hidráulica de 0,5 m3/m2.dia fracionada em 1, 2, 4 e 8 doses por dia.
Embora as freqüências maiores proporcionassem os melhores rendimentos em
termos de redução da carga orgânica, ensejavam um maior desenvolvimento
do biofilme, principalmente nas camadas superiores do filtro, conforme se pode
observar na Figura 38.
108
Figura 38: Perfil da Biomassa Heterotrófica após 3 dias de operação (H = 0,5 m/d; DQO
afluente = 300 mg/L; N-NH4 afluente = 60 mg/L)
A distribuição vertical da biomassa é muito influenciada pela
velocidade de percolação, sendo esta maior para as menores freqüências de
aplicação (BANCOLÉ, 2001). Possivelmente, esse fenômeno está relacionado
ao tempo de contato da biomassa com a matéria orgânica na parte superior,
muito maior nas maiores freqüências de aplicação. Assim, os microrganismos
nessa altura do filtro recebem uma maior quantidade de alimento, o que
possibilita seu maior crescimento. O oposto, menores freqüências de aplicação,
reduz esse tempo de contato, permitindo uma maior distribuição do alimento ao
longo de toda a altura do filtro.
109
1/24
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
2/24
3/24
21/10
07/11
16/11
24/11
Figura 39: Evolução da colmatação filtros Conjunto 1 (F 24 d-1)
16/12
110
1/48
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
2/48
3/48
Figura 40: Evolução da colmatação filtros Conjunto 2 (F 48 d-1)
111
1/96
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
2/96
3/96
Figura 41: Evolução da colmatação filtros Conjunto 3 (F 96 d-1)
112
1/24
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
1/48
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
1/96
Figura 42: Evolução da colmatação filtros TE 0,5 (F 24 d-1, 48 d-1 e F 96 d-1)
113
2/24
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
2/48
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
2/96
21/10
07/11
16/11
24/11
Figura 43: Evolução da colmatação filtros TE 0,7 (F 24 d-1, 48 d-1 e F 96 d-1)
16/12
114
3/24
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
3/48
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
21/10
07/11
16/11
24/11
16/12
3/96
Figura 44: Evolução da colmatação filtros TE 1,2(F 24 d-1, 48 d-1 e F 96 d-1)
115
6.6.NUTRIENTES
Neste item, avaliam-se os resultados do desempenho dos FILAs no
que concerne ao balanço de nutrientes, tendo como objetivo não a sua
eliminação para a preservação de corpos d’água receptores, mas a sua
preservação para utilização produtiva, principalmente na produção de
alimentos. Foram analisados os seguintes macronutrientes: nitrogênio, fósforo
e potássio. Em geral, conforme esperado, a remoção desses nutrientes foi
pequena, conforme mostrado na Tabela 20.
Tabela 20:Remoção de nutrientes
2-Efl.UASB
1/24
2/24
3/24
1/48
2/48
3/48
1/96
2/96
3/96
n
5
4
5
5
5
5
5
5
5
5
FÓSFORO
desvio
média padrão
16,3
3,0
11,3
5,7
11,2
3,6
11,4
3,5
10,7
4,3
9,6
4,5
11,9
3,2
11,0
3,6
11,6
3,4
11,1
3,3
NT
n
3
3
3
3
3
3
3
3
3
3
média
177,7
123,0
158,0
159,3
153,3
162,7
160,0
172,3
169,3
174,3
desvio
padrão
85,1
71,5
59,4
34,6
55,1
56,6
60,8
62,7
61,7
38,6
n
4
4
4
4
4
4
4
4
4
4
POTÁSSIO
desvio
média padrão
52,5
16,3
49,5
12,9
49,8
13,8
50,0
13,1
50,0
12,9
48,8
16,5
50,8
13,7
49,5
13,7
51,0
13,3
51,0
13,4
O fósforo foi removido, em média, em 32%, com o máximo de 41%
no filtro 2/48 e o mínimo de 27% no filtro 3/48. O principal mecanismo de
remoção de fósforo (ANDERSON e OUTROS, 1985; LEFEVRE, 1988) é a
adsorção, que tende a ser mais efetiva no início da operação quando é maior a
disponibilidade de sítios. Embora fosse de se esperar que houvesse maior
remoção nos menores tamanhos efetivos (maior superfície específica) e nas
maiores freqüências (maior probabilidade de adsorção), essa expectativa não
foi confirmada pelos resultados.
O nitrogênio total foi muito pouco removido nos filtros (na média 10%
de remoção), variando de 2 a 31%, nos filtros 3/96 e 1/24, respectivamente. O
principal mecanismo de remoção de nitrogênio em FILAs é a desnitrificação
que pode ocorrer em microsítios anóxicos, mas sempre em pequena proporção
(CRITES e TCHOBANOGLOUS, 1998). Todavia, a remoção do nitrogênio é
possível, fazendo-se a recirculação do filtrado para a entrada do esgoto bruto
(VENHUIZEN, 2005). Em filtros de passagem única (sem recirculação), a
116
principal transformação que ocorre com os compostos nitrogenados é a
oxidação da amônia. Essa transformação é relevante na medida em que os
nitratos constituem-se a forma de nitrogênio preferencial da maioria das
plantas.
O potássio, como outros cátions já mencionados, tem uma retenção
quase nula nos FILAs. Essa retenção foi, em média, de 5%, variando de 3 a
7%, respectivamente nos filtros 3/96 e 2/48.
Como se pode observar, portanto, os FILAs preservam nutrientes,
transformando-os, como no caso do nitrogênio, em formas mais assimiláveis.
6.7.OUTROS ASPECTOS
Alguns fatores, provavelmente, influenciaram os resultados desta
pesquisa e, por essa razão, considera-se relevante que sejam mencionados.
O sistema de distribuição utilizado mostrou ser pouco eficaz em
decorrência do uso de uma área relativamente pequena da superfície dos
filtros. Esse fator influenciou negativamente os resultados em dois aspectos. O
primeiro diz respeito ao desempenho dos filtros na sua ação depuradora, que
se mostrou reduzida devido à má distribuição do efluente sobre o leito. O
segundo aspecto – também de grande importância na operação de FILAs e, de
certa forma, conseqüência do primeiro – está ligado à colmatação do leito. A
distribuição deficiente sobrecarrega uma pequena área, que se colmata mais
rapidamente gerando um processo de colmatação progressiva que poderia,
provavelmente, ser evitado com uma distribuição mais uniforme. As fotos da
Figura 39 à Figura 44 mostram a evolução do avanço da área utilizada.
117
7.CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES
A análise dos resultados deste experimento levou a algumas
conclusões sobre o funcionamento dos FILAs.
A partir dos resultados obtidos, pode-se afirmar que os filtros
intermitentes em leito de areia são eficientes na remoção de matéria
particulada na forma de sólidos suspensos, na faixa de granulometria de 0,5 a
1,2 mm e nas freqüências de aplicação de 24 a 96 d-1. Nessas condições,
chega-se a concentrações consistentemente abaixo de 20,0 mg/l. o que
garante a sua qualidade para este fim.
Da mesma forma que outras formas de tratamento biológico, os
FILAs não removem cátions.
Os FILAs removem de forma consistente a matéria orgânica na
forma de DBO5. Este processo de remoção é beneficiado pelo aumento da
freqüência de aplicação, principalmente quando se utilizam tamanhos efetivos
maiores. O efeito do aumento da freqüência de aplicação é menos notável nos
tamanhos efetivos menores. Além de remover a DBO5, os FILAs promovem a
nitrificação, que neste experimento atingiu valores superiores a 50% da amônia
afluente. Esse valor é notável se for considerada a elevada carga de amônia
aplicada, três vezes maior que a de um esgoto doméstico típico.
Os FILAs também removem microrganismos, atingindo até 4 uLog
de remoção de coliformes termotolerantes nas faixas de tamanho efetivo e
freqüências de aplicação utilizadas neste estudo (TE de 0,5 a 1,2 mm e F de 24
a 96 d-1). O aumento da freqüência de aplicação melhorou de forma
significativa
o
desempenho
dos
FILAs
na
remoção
de
coliformes
termotolerantes para o maior tamanho efetivo estudado.
Além da remoção consistente de sólidos suspensos, de matéria
orgânica e de microrganismos, constatou-se que a perda de nutrientes no
processo de tratamento é mínima, restringindo-se a 32% do fósforo, 10% do
nitrogênio e 5% do potássio. Não se observou correlação entre as perdas de
nutrientes e as variações dos parâmetros estudados.
118
O aumento da freqüência de aplicação nos tamanhos efetivos
menores reduziu a carreira de filtração.
A estratégia de associar leitos de granulometria mais grosseira com
altas freqüências de aplicação parece ser promissora por permitir a utilização
de cargas hidráulicas diárias mais altas sem perda de eficiência.
As conclusões deste trabalho nos levam a afirmar que é possível
produzir água de boa qualidade para diversos usos urbanos e agrícolas com
densidades de microrganismos abaixo de 103 UFC/100 ml de coliformes
termotolerantes a partir de efluente de UASB. Dentre as aplicações que
poderiam ser feitas com o efluente de FILAs destacam-se o uso em descarga
de vasos sanitários e, principalmente, na produção de alimentos através de
hidroponia. Esta se beneficiaria da água e dos nutrientes, além da baixa
concentração de sólidos suspensos (MELO e OUTROS, 2003).
Caso se deseje efluentes de altíssima qualidade bacteriológica, o
efluente do FILA pode reduzir de forma substancial a demanda de desinfetante.
A tecnologia de filtração intermitente parece ser de grande potencial
para aplicação no Brasil, onde se beneficiaria do clima, sendo necessário o seu
aprimoramento para haver uma adaptação às nossas condições. Dentre os
aspectos mais relevantes para o desenvolvimento tecnológico do FILA,
recomendam-se:
1. A realização de um estudo das características hidrodinâmicas e
aerodinâmicas dos leitos granulares visando à definição de parâmetros para
projeto de unidades de tratamento em função do objetivo a ser atingido:
maximizar a remoção de microrganismos ou oxidação da matéria orgânica.
Esse estudo deveria propor modelos de cálculo do tempo de passagem e das
taxas de renovação dos estoques de ar no leito, inclusive com a utilização de
aeração natural induzida.
2. A investigação do uso de recheios alternativos, com maior eficiência em
termos de escoamento da água e das trocas gasosas, inclusive leitos reativos,
visando à redução da área requerida. Enchimentos com geotêxteis, com
espuma de poliuretano e argila expandida já vêm sendo estudados em outros
lugares.
119
3. A promoção de estudos para definição de estratégias de gestão da
colmatação, tendo como base o acompanhamento da biomassa nas diversas
alturas do leito durante as fases de alimentação e de repouso, bem como do
uso da recirculação do efluente tratado.
4. A realização de um estudo para a utilização do efluente em culturas
hidropônicas, inclusive alimentares.
5. A realização de um estudo para avaliação da eficiência de FILA na remoção
de algas em efluentes de lagoas de estabilização.
6. A avaliação do desempenho do filtro com a introdução de filtro anaeróbio no
pré-tratamento.
120
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UFBA
UNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA
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