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PRINCÍPIOS DO TRATAMENTO BIOLÓGICO
DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS
VOLUME I
2- Edição Revisad.i
Introdução à
5
qualidade das águas e
ao tratamento de esgotos
MARCOS VON SPERLING
Í C E F E T E S . BIBLIOTECA
I registro n .®—
| DATA: i — j
Belo Horizonte
Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental - DESA_
Universidade Federal de Minas Gerais - UFMG
Copyright© 1995,1996, by Marcos von Sperling
Este livro não pode ser reproduzido por qualquer meio
sem autorização escrita do autor.
Capa, Editoração Eletrônica e Impressão: SEGRAC (031) 411-7077
Impresso no Brasil
Ia edição (1995) - 1000 exemplares
T edição (1996) - 1000 exemplares
2" reimpressão (1998) - 1500 exemplares
Ficha catalográfica
von Sperling, Marcos
V945i Introdução à qualidade dtis águas e ao tratamento de esgotos / Marcos
von Sperling. - 2. cd Helo I loii/onte: Departamento de Engenharia
Sanitária e Ambicnial; 1 Niivcrsídade Federal de Minas Gerais; 1996.
.'•13 p (l'i iiu'i|iiii-. do liiilanicnlo biológico de águas residuárias; v. 1)
1. Aguas residuát ia • Trniainento biológico. I. Título. II. Série
CDU: 628.35.
ISBN: 85-7041-1 14-6
Apoio:
• DESA-UFMG (Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da
• Universidade Federal de Minas Gerais)
• Projeto DESA/GTZ (Sociedade Alemã de Cooperação Técnica)
• CNPq (Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico)
Como solicitar o livro:
Marcos von Sperling
Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental - UFMG
Av. Contorno 842 - 7° andar - 30110-060 - Belo Horizonte - MG
Brasil
Tel: (031)238-1880
Fax: (031) 238-1879
PREFÁCIO
Prefácio da Secunda Edição
É altamente gratificante observar que. poucos meses após o lançamento, o Volume J
da presente série já parte para a segunda edição. Nesta oportunidade, foram incorpo-
radas pequenas revisões de digitação, bem como acrescentados alguns parágrafos,
quadros e figuras que complementam determinado tópico que necessitava de certa
expansão. Devido ao curto intervalo entre as duas edições, não foram incluídas
modificações de cunho mais estrutural. Permanece, no entanto, o convite aos colegas
leitores para encaminharem as suas sugestões e comentários, de forma a subsidiar
futuras expansões e modificações. Volto a reiterar os meus agradecimentos a todos
aqueles que, institucionalmente e individualmente, contribuíram para a consecução
desta segunda edição, especialmente o CNPq, DESA-UFMG e GTZ.
Marcos vou Sporting
Maio cle 1996
Prefácio da Primeira Edição
É grande o desafio que sc apresenta para os atuais e os futuros engenheiros
•anitaristas no Brasil: há praticamente tudoasefazer na área de tratamento de esgotos,
1'flra que possamos vencer este inadiável desafio, é necessário que projetemos e
(iperemos estações de tratamento de uma forma eficicnle e econômica, possibilitando
I sustentabilidade do empreendimento e a sua expansão para um número cada vez
maior de comunidades e indústrias. Este desafio, sem sombra de dúvida, exige a
i apacitação de um amplo contingente de profissionais.
A presente série na área de tratamento biológico de águas residuárias pretende
s otiiribuir neste esforço de capacitação, a começar dos atuais estudantes. É a eles que
•..lo dedicados os livros componentes da série. Por esta razão, a grande ênfase da série
r li.i ,ipresentação dc conceitos e princípios, essenciais para o desempenho consciente
iljt profissão. Ainda que os livros tenham também um caráter prático, refletido no
guinde número de exemplos de cálculo, evita-se a mensagem através de simples
"(Vtvilas de bolo". Não há, também, uma preocupação maior com o detalhamento
das unidades: para estes aspectos, há outros livros, já consagrados, além de catálogos
de fabricantes. A presente série enfoca os projetos ao nível de pré-dimensionamento,
com o cálculo apenas das principais dimensões das unidades. De forma a tornar o
conteúdo mais assimilável, evitou-se apresentar uma profusão de citações bibliográ-
ficas, concentrando-se principalmente nus teorias e informações já consistidas, Ape-
sar do direcionamento explícito ao público estudantil, espera-se que os livros possam
ser de utilidade também aos profissionais praticantes no meio.
A série completa terá os dois primeiros volumes dedicados aos princípios funda-
mentais. Os volumes subsequente?, serão orientados através dos principais sistemas
de tratamento de esgotos: Iodos ativados, lagoas de estabilização, sistemas anaeró-
bios, sistemas aeróbios com bioliliiu". e tratamento do lodo.
O primeiro volume procura apivscnlar uma visão integrada de qualidade das
águas, tanto a nível dos corpos receptores, quanto das características dos esgotos.
Como subsídio para a seleç.m do astenia de tratamento, são descritos os estudos
ambientais que devem sei c\ei tilados para se avaliar o impacto dos lançamentos nos
corpos receptores. Km curai ri minidulório, são descritos os principais sistemas de
tratamento e suas vaiianir • <m|iii>:uln a eriiérios técnicos e econômicos para a
seleção da alternaii\ .1 1n.111, adequada em cada situação em análise.
Por se tratai de uma serii us hw tis pn .supuem uma continuidade temática. No
entanto, procurou se dai um.i * ei ia milusiihi icacia cm cada volume, para reduzir o
número de consultas cru/adas aos deiitllis volumes
A presente série deve ser cucaiada apenas como uma contribuição, dentro de um
esforço mais amplo, que deve ser abraçado por Iodos nós, de implantar no nosso país
uma infraestrutura sanitária que permita a melhoria das condições ambientais e da
qualidade de vida da nossa população.
Finalmente, gostaria de agradecer a todos aqueles que contribuíram e que pros-
seguem contribuindo para a realização desta série, A nível individual, um agradeci-
mento a todos que se motivaram, juntamente comigo, a dar forma e conteúdo aos
livros. A nível institucional, às entidades e agências responsáveis pela viabilização
do empreendimento: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental da UFMG
(DESA-UFMG), Sociedade Alemã de Cooperação Técnica (GTZ) e Conselho Na-
cional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq).
Marcos von Sperling
Julho de 1995
SUMÁRIO
E T F E S - B i b l i o t e c a
CAPÍTULO 1
Noções de qualidade das águas
1. INTRODUÇÃO 11
2. A ÁGUA NA NATUREZA 12
2.1. Distribuição da água na terra .' 12
2.2. Ciclo hidrológico 13
3. A ÁGUA E O HOMEM 15
3.1. Usos da água , 15
Ciclo do uso da água 16
4. IMPUREZAS ENCONTRADAS NA ÁGUA 17
4.1. Características das impurezas 17
4.2. Sólidos presentes na água 17
4.3. Organismos presentes na água 19
5. PARÂMETROS DE QUALIDADE DA ÁGUA 22
5.1. Parâmetros físicos 23
5.2. Parâmetros químicos 26
5.3. Parâmetros biológicos 37
5.4. Forma física representada pelos parâmetros de qualidade 37
5.5. Utilização mais frequente dos parâmetros 39
6. REQUISITOS E PADRÕES DE QUALIDADE DA ÁGUA 40
6.1. Requisitos de qualidade 40
6.2. Padrões de qualidade..... 42
7. POLUIÇÃO DAS ÁGUAS 46
7.1. Conceitos Básicos 46
7.2. Quantificação das cargas poluidoras 49
CAPÍTULO 2
Características ilas águas residuárias
1. CARACTERIZAÇÃO DA QUANTIDADE DE ESGOTOS 51
1.1. Preliminares 51
1.2. Vazão doméstica , 51
1.3. Vazão de infiltração 57
1.4. Vazão industrial 58
2. CARACTERIZAÇÃO DA Q!JAI IDADE DOS ESGOTOS 59
2.1. Parâmetros de qualidade 59
2.2. Principais característica'. da', .if u.i.s residuárias 61
2.3. Principais parâmetros 63
2.4. Relações dimensionar, enlie i arga e concentração 76
2.5. Características dou cigotoi domésticos 78
2.6. Característica*, do» ilr.prjo . industriais 81
2.7. Exemplo c.i i .il de qinuililumi, li > ;ti|;.r. poluidoras 87
CAPITULO
Impacto do lançamento de il lmiilrs nos rm pos receptores
1. POLUIÇÃO POR MATÉRIA ORGÂNICA E
AUTODEPURAÇÃODOS CURSOS D'ÁGUA 93
1.1. Introdução 93
1.2. Aspectos ecológicos da autodepuração 94
1.3. O balanço do oxigênio dissolvido 101
1.4. Cinética da desoxigenação 108
1.5. Cinética da reaeração 113
1.6. Acurva de depleção do oxigênio dissolvido 119
1.7. Oblenção dos dados de entrada para o modelo 123
——1.8. Formas de controle da poluição por matéria orgânica 131
1.9. Exemplo de cálculo 133
2. CONTAMINAÇÃO POR MICRORGANISMOS PATOGÊNICOS 141
2.1. Introdução 141
2.2. Padrões para coliformes em corpos d!água 141
2.3. Cinética do decaimento bacteriano 142
2.4. Controle da contaminação por patogênicos 144
3. EUTROFIZAÇÃO DOS CORPOS D'ÁGUA 151
3.1. Conceituação do fenômeno 151
ETFES - B i blioteca
3.2. Problemas da eutrofização 154
3.3. Graus de trofia 156
3.4. Dinâmica de lagos e reservatórios 158
3.5. Nutriente limitante 158
3.6. Estimativa da carga de fósforo afluente a um lago ou represa 159
3.7. Estimativa da concentração de fósforo no corpo d'água 160
3.8. Controle da eutrofização 162
3.9. Exemplo da estimativa de fósforo em uma represa 166
CAPÍTULO 4
Níveis, processos e sistemas tle trutiimciilo
1. REQUISITOS DE QUALIDADE DO EI 'I .UENT1Í 169
1.1. Preliminares 169
1.2. Nível do tratamento 169
2. OPERAÇÕES, PROCESSOS UNITÁRIOS
E SISTEMAS DE TRATAMENTO .' 172
2.1. Classificação dos métodos de tratamento 172
2.2. Operações, processos e sistemas de tratamento (fase líquida) 173
2.3. Operações, processos e sistemas dc tratamento do lodo (fase sólida) 208
3. ANÁLISE E SELEÇÃO DO PROCESSO DE TRATAMENTO 211
3.1. Critérios para a análise 211
3.2. Comparação entre os sistemas f<, 215
CAPÍTULO 5
Estudos preliminares para projetos
1. ESTUDOS PRELIMINARES 227
2. ESTUDOS POPULACIONAIS 229
3. PERÍODO DE PROJETO E ETAPAS DE IMPLANTAÇÃO 232
4. PRÉ-DIMENSIONAMENTO DAS ALTERNATIVAS 234
5. ESTUDO ECONÔMICO DAS ALTERNATIVAS 234
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 239
CAPÍTULO 1
Noções dc qualidade das águas
E T F E S - B i b l i o t e c a
1. INTRODUÇÃO
Na ótica da Engenharia Ambiental, o conceito de qualidade da água é muito mais
amplo do que a simples caracterização da água pela fórmula molecular IbO. Isto
porque a água, devido às suas propriedades dc solvente e li sua capacidade de
transportar partículas, incorpora a si diversas impurezas, as quais definem a qualidade
da água.
A qualidade da água é resultante de fenômenos naturais e da atuação do homem,
De maneira geral, pode-se dizer que a qualidade de uma determinada água é função
do uso e da ocupação do solo na bacia hidrográfica. Tal se deve aos seguintes fatores:
• Condições naturais: mesmo com a bacia hidrográfica preservada nas suas condi-
ções naturais, a qualidade das águas subterrâneas é afetada pelo escoamento
superficial e pela infiltração no solo, resultantes da precipitação atmosférica. O
impacto nas mesmas édependente do contato da água em escoamento ou infiltração
com as partículas, substâncias e impurezas no solo. Assim, a incorporação de
sólidos em suspensão (ex: partículas de solo) ou dissolvidos (cx: íons oriundos da
dissolução de rochas) ocorreimesmo na condição em que a bacia hidrográfica esteja
totalmente preservada em suas condições naturais (ex: ocupação do solo com matas
e florestas). Neste caso, tem grande influência a cobertura e a composição do solo.
• Interferência do homem: a interferência do homem, quer de uma forma concen-
trada, como na geração de despejos domésticos ou industriais, quer de uma forma
dispersa, como na aplicação de defensivos agrícolas no solo, contribui na introdu-
ção de compostos na água, afetando a sua qualidade. Portanto, a forma em que o
homem usa e ocupa o solo tem uma implicação direta na qualidade da água.
A Figura 1.1 apresenta um exemplo de possíveis ínlerrelnções entre o uso e
ocupação do solo e a geração de agentes alteradores da qualidade da água de rios e
lagos. O controle da qualidade da água está associado a um planejamento global, a
nível de toda a bacia hidrográfica, e não individualmente, por agente alterador.
Em contraposição à qualidade existente de uma determinada água, tem-se a
qualidade desejável para esta água. A qualidade desejável para uma determinada
água é função do seu uso previsto. São diversos os usos previstos para uma água, os
quais são listados no Item 3.1. Em resumo, tem-se:
Noções de qualidade das águas II
QUALIDADE DAS ÁGUAS E USO E OCUPAÇÃO DO SOLO NA BACIA HIDROGRÁFICA
F ÍR . 1.1. Exemplos dc inlciTclu^iiocntn.' uso o orupm,.»> <lu .< iln > n ruir- . i i l lci ailorcs da qual idade da água
• qualidade dc uma água existente: função do uso e da ocupação do solo na bacia
hidrográfica
• qualidade desejável para uma água: função do uso previsto para a água.
Dentro do enfoque do presente texto, oestudo da qualidade da água é fundamental,
tanto para se caracterizaras conseqüências de uma determinada atividade poluidora,
quanto para se estabelecer os meios para que se satisfaça determinado uso da água.
Os capítulos iniciais abordam aspectos de quantidade de água e de qualidade da
água, uma vez que ambos estão extremamente interrelacionados. Não se pode analisar
um destes aspectos sem se avaliar o outro.
2.1. Distribuição da água na terra
A água é o constituinte inorgânico mais abundante na matéria viva: no homem,
mais de 60% do seu peso é constituído por água, e em certos animais aquáticos esta
porcentagem sobe a 98%. A água é fundamental para a manutenção da vida, razão
pela qual é importante saber como ela se distribui no nosso planeta, e como ela circula
de um meio para o outro.
! 2 introdução à í/iialitliuli' das águas c ao tratamento de esgotos
2. A AGUA NA NATUREZA
Os ! ,36x 10 ls m1 de água disponível existentes na Terra distribuem-se da seguinte
Forma:
- Água do mar: 97,0%
-Geleiras: 2,2%
- Agua doce: 0,8% água subterrânea: 97%
água superficial: 3%
-TOTAL: 100,0%
Pode-se ver claramente que, da água disponível, apenas 0,K' í pode ser utilizada
mais facilmente para abastecimento público. Desta pequena fração de 0,8%, apenas
3% apresentam-se na forma de água superficial, de extração mais fácil. Esses valores
ressaltam a grande importância de sc preservar os recursos hídricos na Terra, c
de se evitar a contaminação da pequena fração mais facilmente disponível.
2.2. Ciclo hidrológico
Uma vez visto como a água se distribui em nosso planeta, é importante também
o conhecimento de como a água se movimenta de um meio para outro na Terra. A
essa circulação da água se dá o nome de ciclo hidrológico.
A Figura 2.1 apresenta o ciclo hidrológico de uma forma simplificada. Nesse ciclo,
dislinguem-se os seguintes mecanismos de transferência da água:
• precipitação
• escoamento superficial
' ET. 3 . B i b l i o t e c a
• transpiração
a) Precipitação
A precipitação compreende toda a água que cai da atmosfera na superfície da
ferra. As principais formas são: chuva, neve, granizo e orvalho. A precipitação é
formada a partir dos seguintes estágios:
• resfriamento do ar à proximidade da saturação
• condensação do vapor d'agua na forma de gotículas
• aumento do tamanho das gotículas porcoalisão e aderência até que este jam grandes
o suficiente para formar a precipitação
b) Escoamento superficial
A precipitação que atinge a superfície da Terra tem dois caminhos por onde seguir:
escoar na superfície ou infiltrar no solo. O escoamento superficial é responsável pelo
deslocamento da água sobre o solo, formando córregos, lagos e rios e eventualmente
Noções dc qualidade das agitas 13
CICLO HIDROLÓGICO
O
ter
(^PRECIPITAÇÃO
EVAPORAÇÃO
INFILTRAÇÃO
"'«WC;:,
TRANSPIRAÇÃO
AGUA SUBTESIÍMM
F i g . 2 .1 .C i c lo h i d r o l ó g i c o
atingindo o mar. A quantidade de água tpu- escoa depende dos seguintesfatores
principais:
• intensidade da chuva
• capacidade de infiltração do solo
c) Infiltração
A infiltração corresponde à água que atinge o solo, formando os lençóis d'água.
A água subterrânea é grandemente responsável peia alimentação dos corpos d'água
superficiais, principalmente nos períodos secos. Um solo coberto com vegetação (ou
seja, com menor impermeabilização advinda, por exemplo, da urbanização) é capaz
de desempenhar melhor as seguintes importantes funções:
• menos escoamento superficial (menos enchentes nos períodos chuvosos)
• mais infiltração (maior alimentação dos rios nos períodos secos)
• menos carreamento de partículas do solo para os cursos d'água
d) Evapotranspiração
A transferência da água para o meio atmosférico se dá através dos seguintes
principais mecanismos, conjuntamente denominados de evapotranspiração:
• Evaporação', transferência da água superficial do estado líquido para o gasoso. A
evaporação depende da temperatura e da umidade relativa do ar.
• Transpiração: as plantas retiram a água do solo pelas raízes. A água é transferida
para as folhas e então evapora. Esle mecanismo é importante, considerando-se que
! 1 4 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
em uma área coberta com vegetação a superfície de exposição das folhas para a
evaporação é bastante elevada.
3. A ÁGUA E O HOMEM
3.1. Usos da água
São os seguintes os principais usos da água:
• abastecimento doméstico
• abastecimento industrial
• irrigação
• dessedentação de animais
• aquicultura
• preservação da flora e da fauna
• recreação e lazer
• harmonia paisagística
• geração de energia elétrica
• navegação
• diluição de despejos
1 lestes usos, os quatro primeiros (abastecimento doméstico, abastecimento indus-
h uil, irrigação epossivelmente dessedentação de animais) implicam na retirada da
n|Miii tias coleções hídricas onde se encontram. Os demais usos são desempenhados
ii.i própria coleção dc água.
lim termos gerais, apenas os dois primeiros usos (abastecimento doméstico e
iil>< istecimento industrial) estão frequentemente associados a um tratamento prévio
• i i água, face aos seus requisitos de qualidade mais exigentes.
A interrelação entre o uso da água c a qualidade requerida para a mesma é direta,
ri.i lista de usos acima, pode-se considerar que o uso mais nobre seja representado
1« li» abastecimento de água doméstico, o qual requer a satisfação de diversos critérios
tii* qualidade. De forma oposta, o uso menos nobre é o da simples diluição de despejos,
• i qual não possui nenhum requisito especial em termos de qualidade. No entanto,
• li - r sc lembrar que diversos corpos d'água têm usos múltiplos previstos para os
nu .mos, decorrendo daí a necessidade da satisfação simultânea de diversos critérios
'I' qualidade. Tal é o caso, por exemplo, dc represas construídas com finalidade de
iili.i .ii-L-imento de água, geração de energia, recreação, irrigação e outros.
Al)',uns dos usos da água permitem interpretações conflitantes com relação aos
Wtid objetivos, A utilização de uma água para preservação da fauna c da flora possui
«uii.i dimensão bem ampla, e a caracterização específica dos seres que se pretende
jni *»i*i v .ir está sempre cercada de um certo elemento de subjetividade. Esta subjetivi-
if>n li csiá associada ao arbítrio, por parte do homem, no sentido de quais espécies ele
fhn iV.v dc finalidade das águas 15
julga importante sejam preservadas, e quais espécies cie considera não sejam impor-
tantes de ser preservadas. O mecanismo desse processo decisório c, sem sombra de
dúvida, essencialmente polêmico.
3.2. Ciclo do uso da água
Além do ciclo da água no globo terrestre, existem ciclos internos, em que a água
permanece na sua forma líquida, mas tem as suas características alteradas em virtude
da sua utilização. A Figura 3.1 mostra um exemplo de um ciclo típico do uso da água.
Neste ciclo, a qualidade da água c alterada em cada etapa do seu percurso.
CICLO DO USO DA ÁGUA
REDE DE DISTRIBUIÇÃO
Fif i . 3.1. C i c lo do uso da água
• Agua bruta. Inicialmente, a água é retirada do rio, lago ou lençol
subterrâneo, possuindo uma determinada qualidade.
• Agua tratada. Após a captação, a água sofre transformações durante o seu trata-
tamento para se adequai" aos usos previstos (ex: abastecimento público ou industrial).
• Agua usada (esgoto bruto). Com a utilização da água, a mesma sofre novas
transformações na sua qualidade, vindo a constituir-se em um despejo líquido.
• Esgoto tratado. Visando remover os seus principais poluentes, os despejos
sofrem um tratamento antes de serem lançados ao coipo receptor. O tratamento
dos esgotos c reponsável por uma nova alteração na qualidade do líquido.
• Corpo receptor. O efluente do tratamento dos esgotos atinge o corpo
receptor, onde, face à diluição e mecanismos de autodepuração, a qualidade
da água volta a sofrer novas modificações.
1 6 Introdução à qual idade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES-Bíbllotora
I •' um papel fundamental da Engenharia Ambientai o gerenciamento deste ciclo,
incluindo o planejamento, projeto, execução e controle das obras necessárias para a
manutenção da qualidade da água desejada em função dos seus diversos usos. O
I ii i sente texto centra-se no aspecto do tratamento dos esgotos, embora, neste volume,
M-|,I analisado também o impacto do lançamento nos corpos receptores.
4. IMPUREZAS ENCONTRADAS NA ÁGUA
4.1. Características das impurezas
()s diversos componentes presentes na água, e que alteram o seu grau de pureza,
podem ser retratados, de uma maneira ampla e simplificada, em termos das suas
11iracterísticas físicas, químicas e biológicas. Estas características podem ser tradu-
zidas na forma de parâmetros de qualidade da água, os quais são abordados no Item
^ As principais características da água podem ser expressas como:
• í 'aracterísticas físicas. As impurezas enfocadas do ponto de vista físico estão
associadas, em sua maior parte, aos sólidos presentes na água. Estes sólidos podem
.ser em suspensão, coloidais ou dissolvidos, dependendo do seu tamanho.
• í 'aracterísticas químicas. As características químicas de uma água podem ser
interpretadas através de uma das duas classificações: matéria orgânica ou inorgâ-
nica.
• < 'aracterísticas biológicas. Os seres presentes na água podem ser vivos ou mortos.
I lentre os seres vivos, tem-se os pertencentes aos reinos animai e vegetal, além dos
protistas.
A Figura 4.1 apresenta de forma diagramática estas interrelações. Os principais
hípicos são explicados em maior detalhe nos itens seguintes. Antes de se proceder à
análise dos diversos parâmetros de qualidade da água, apresenta-se uma introdução
a dois tópicos de fundamental importância: (a) sólidos presentes na água e (b)
iHC.anismos presentes na água.
As características específicas das águas residuárias encontram-se abordadas no
('iipftulo 2.
4.2. Sólidos presentes na água
lodos os contaminantes da água, com exceção dos gases dissolvidos, contribuem
pai a a carga de sólidos. Por esta razão, os sólidos são analisados separadamente, antes
• 1 • sc apresentar os diversos parâmetros de qualidade da água. Simplificadamente, os
fMilidos podem ser classificados de acordo com (a) as suas características físicas
i tamanho e estado) ou (b) as suas características químicas. Grande destaque é dado
m v. sólidos, em vários volumes desta série, apresentando outras classificações com-
plementares e mais aprofundadas.
A'i ^ ík .v <la qualidade das águas 1 7
F ig . 4.1. Impurezas contidas na água (adaptado de Barnes et al, 1981)
• classificação pelas características físicas
- sólidos em suspensão
- sólidos coloidais
- sólidos dissolvidos
• classificação pelas caractcrístii n\ químicas
- sólidosorgânicos
- sólidos inorgânicos
a) Classificação por tamanho
A divisão dos sólidos por tamanho é sobretudo uma divisão prática. Por conven-
ção, diz-se que as partículas de menores dimensões, capazes de passar por um pape!
de filtro de tamanho especificado correspondem aos sólidos dissolvidos, enquanto
que as de maiores dimensões, retidas pelo filtro são consideradas sólidos em suspen-
são. A rigor, os termos sólidos fdtráveis e sólidos não filtráveis são mais adequados.
Numa faixa intermediária situam-se os sólidos coloidais, de grande importância no
tratamento da água, mas de difícil identificação pelos métodos simplificados de
filtração em papel. Nos resultados das análises de água, a maior parte dos sólidos
coloidais entra como sólidos dissolvidos, e o restante como sólidos em suspensão,
A Figura 4.2 mostra a distribuição das partículas segundo o tamanho. De maneira
geral, são considerados como sólidos dissolvidos aqueles com diâmetro inferior a
IO"3 |im, como sólidos coloidais aqueles com diâmetro entre IO'3 e 10° (J.m, e como
sólidos em suspensão aqueles com diâmetro superior a 10° |lm .
! 1 8 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
DISTRIBUIÇÃO DOS SÓLIDOS
! ;
1
;
D SSOLVIl >OS c
VIRU
OLOIDA
;
1
FLOCÒS BAC
visão a :
olho nu;
ÉRIAS
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D SSOLVIl >OS c
VIRU
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f — r i - 1 i { | i j :
ALGÁS, PROlbZ. !
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1 i 1
BACTÉRIAS i
1 1 ;
IS j _ SUSPENSOS
(ex: sois. notèrlo cjrgânica) ( 9x: oígile >
1
-ó -5 -4 - 3 - 2 - 1 D I 2 3
10 10 10 10 10 10 10 10 10 10
TAMANHO DAS PARTÍCULAS ( | lm )
I <(j. 4.2. Classif icação e distr ibuição dos sólidos e m função do tamanho
h) Classificação pelas características químicas
Ao se submeter os sólidos a uma temperatura elevada (550°C), a fração orgânica
é volatilizada, permanecendo'Spós combustão apenas a fração inorgânica. Os sólidos
voláteis representam portanto uma estimativa da matéria orgânica nos sólidos, ao
passo que os sólidos não voláteis (fixos) representam a matéria inorgânica ou
mineral.
4.3. Organismos presentes na água
A microbiologia é o ramo da biologia que trata dos microrganismos. Em termos
da avaliação da qualidade da água, os microrganismos assumem um papel de maior
importância dentre os seres vivos, devido ã sua grande predominância em determi-
nados ambientes, à sua atuação nos processos de depuração dos despejos ou à sua
associação com as doenças ligadas à água.
Alguns grupos de microrganismos têm propriedades cm comum com os vegetais,
rnquanto outros possuem algumas características de animais. Tradicionalmente, a
i liissificação dos seres vivos apresentava como os dois grandes reinos os Vegetais e
i iv Animais,, tendo-se grupos de microrganismos presentes em cada uma destas
grandes subdivisões.
Noções dc qualidade das agitas 1 9
Posteriormente, no entanto, os biólogos adotaram uma divisão mais prática,
posicionando os microrganismos num reino separado, o dos Protistas. A diferença
crucial entre os protistas e os demais (vegetais e animais) é o elevado nível de
diferenciação celular encontrado nos últimos. Isto quer dizer que, num protista, as
células de um mesmo indivíduo são morfológica e funcionalmente similares, o que
reduz sobremaneira a sua capacidade de adaptação e desenvolvimento. Já em orga-
nismos com diferenciação celular ocorre uma divisão de trabalho. Nos organismos
superiores, as células diferenciadas (mas geralmente de mesmo tipo), reúnem-se em
grupos maiores ou menores, denominados tecidos. Os tecidos, por sua vez, consti-
tuem os órgãos (ex: pulmão), e estes formam os sistemas ou aparelhos (ex: sistema
respiratório). O grau de diferenciação celular é, portanto, um indicativo do nível de
desenvolvimento de uma espécie. 0 Quadro 4.1 apresenta as características básicas
dos reinos do mundo vivo.
Mais recentemente, tem-se adotado uma nova proposta de classificação dos seres
vivos, englobando os seguintes reinos: (a) monera (seres mais simples, sem núcleo
diferenciado, como bnelciias e i lanofíccas), (b) protista (seres simples, mas com
núcleo diferenciado, como algas, fungos c protozoários, (c) vegetal e (d) animai
Quadro 4.1 Características básicas dus irr. reinos du mundo vivo
Característica
Célula
Diferenciação celular
Fonte de energia
Clorofila
Movimento
Parede celular
Monerei/I 'rotlsN r . Vagelaiii Animais
Unicelulai/miitl icolultu Multicelular Multicelular
Inexistente Elevada Elevada
Luz/matéria orgânjmatér ia inorgân Luz Matéria orgânica
Ausente/presente Presente Ausente
Imóveis/móveis Imóveis Móveis
Ausente/presente Presente Ausente
Observa-se, portanto, que alguns grupos de protistas apresentam características
de plantas, enquanto outros assemelham-se aos animais. Como comentado, a princi-
pal diferença dos protistas com relação aos demais é o nível de diferenciação celular,
inexistente nos primeiros.
Os microrganismos pertencem, de maneira geral, ao reino dos protistas. O Quadro
4,2 apresenta uma descrição sucinta dos principais microrganismos de interesse
dentro da Engenharia Ambiental,
! 2 0 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
Quadro 4.2 Principais microrganismos de interesse
ETFES -Bibliotec
Microrgan ismo DftSCMçrln
- Organismos monera unicelulares.
- Apresentam-se e m várias lo rmas e tamanho!;
- Sâo os pr inc ipais responsáveis p e t i estabi l ização d a matéria orgânica.
- A lgumas bactér ias são p, ikn|éni . ; i-.. r . nj:,an<In |»ini: i | mlmente doenças intestinais.
Bactérias
- Organ ismos autotróficos, fotossintetizanti . i im londo clorofila.
- Importantes ria p rodução de ox igênio ni • •! : n i u . i e e m a lguns processos
de tratamento de esgotos.
Em lagos e represas, p o d e m prolifeiar m u •< • • -e, ' m - i n d o u m a deter ioração
da qua l idade d a água
Algas
- Organ ismos aeróbios, rnull icelulares, n â o f o t n .»Inliitu Imlorotróf icos.
Fungos - T a m b é m de grande impor tânc ia na decompof l lça i»D. I IIII II IVM orgãniçsa.
- Podem crescer s m cond ições de baixo [ ' I I
Protozoários
Virus
Helmintos
• Organ ismos unicelulares sem parede celu la i
- A maior ia è aerób ia ou facultativa.
- Al imentam-se de bactér ias, a lgas e outros mic roru i in isnur .
• São essencia is no tratamento bio lógico para a uianntnii., . i " d ri equi l íbr io entre
os d iversos grupos.
- A lguns são patogênicos.
- Organ ismos parasi tas, fo rmados pela assoeiaçf i i i < li • m;if<iri.ii > jof lét ico (DNA ou
RNA) e uma ca rapaça proteica.
- Causam doenças e p o d e m ser de dificil remoçi Ir > no I r . iL imunto d a água ou do
- Animais superiores.
Ovos d e helmintos presentes nos esgotos p o d e m <.. nr.: i i < frwttiças.
Fonls: Silva «• Mara (1979), Tchabanoglous e Schroeder (1985). Molcall & Eddy (1091)
Um resumo das principais características dos diversos grupos componentes dos
reinos monera e protisfa está apresentado no Quadro 4,3,
Quadro 4.3 Características básicas dos principais grupos de microrganismos
Caracter íst ica
Monera Protista
Caracter íst ica
Bactér ias Afqas Cianof iceas A lgas Piotozoários Fungos
Membrana nuclear
Fotossíntese
Movimento
Ausente
Minoria
A lgumas
Ausente
Maior ia
A igumas
Presente
Sim
A lgumas
Preseníe
N ã o
Móveis
Presente
N ã o
Imóveis
Nota: adaptado de La Riviere (19&0)
Os microrganismos em que o núcleo das células encontra-se confinado por uma
membrana celular (algas, protozoários e fungos) são denominados eucariotas, ao
passo cjue os microrganismos que possuem o núcleo disseminado 110 protoplasma
(algas cianoficeas e bactérias) são denominados procariotas.De maneira geral, os
Noçoes de qualidade das águas 2 1
\n<", ciicariotas apresentam um maior nível de diferenciação interna. Os vírus não
foram incluídos na classificação acima por possuírem características totalmente
particulares.
Os principais grupos de protistas podem ser divididos na seguinte classificação
prática para o engenheiro ambiental, a qual não é necessariamente filogenética
(adaptado de Branco, 1978):
• Bactérias
- patogênicas
- de vida livre
. fotossintetizantes (utilizam a luz como fonte de energia)
. quimiossintetizantes (utilizam matéria inorgânica como fonte de energia)
. saprófitas (decompositoras)
- coliformes (algumas patogênicas, a maioria de vida livre)
• Algas azuis (cianofíceas)
• Algas
- verdes
- vermelhas
- diatomáceas
- flagelados pigmentados
• Fungos
- filamentosos
- leveduras
• Protozoários
- amebas
- flagelados não pigmentados
- ciliados
5. PARÂMETROS DE QUALIDADE DA ÁGUA
A qualidade da água pode sei1 representada através de diversos parâmetros, que
traduzem as suas principais características físicas, químicas e biológicas. Os itens
seguintes descrevem os principais parâmetros de forma sucinta, apresentando o
conceito do mesmo, a sua origem (natural ou antropogênica, isto é, causada pelo
homem), a sua importância sanitária, a sua utilização e a interpretação dos resultados
de análise (compilado de Adad, 1972; von Sperling, 1983; Peavy et al, 1986;
Tchobanoglous & Schroeder, 1985; Richter e Netto, 1991; Vianna, 1992; ). Todos
esses parâmetros são de determinação rotineira em laboratórios de análise de água.
Os parâmetros abordados neste item podem ser de utilização geral, tanto para
caracterizar águas de abastecimento, águas residuárias, mananciais e corpos recepto-
res. E importante esta visão integrada da qualidade da água, sem uma separação estrita
entre as suas diversas aplicações. Devido a esta razão, apresenta-se neste texto a
! 2 2 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
descrição de parâmetros que não são normalmente enfocados na literatura de trata
mento de esgotos. A caracterização aprofundada da qualidade das águas residuárias
encontra-se no Capítulo 2.
5.1. Parâmetros físicos
Cor
Conceito: Responsável peia coloração na água
Forma do constituinte responsável: Sólidos dissolvidos
Origem natural:
- Decomposição da matéria orgânica (principalmente vegetais - ácidos húmicos e
fúlvicos)
- Ferro e manganês
Origem antropogênica:
- Resíduos industriais (ex: tinturarias, tecelagem, produção de papel)
- Esgotos domésticos
Importância:
- Origem natural: não representa risco direto à saúde, mas consumidores podem
questionar a sua confiabilidade, e buscar águas de maior risco. Além disso, a
cloração da água contendo a matéria orgânica dissolvida responsável pela cor pode
gerar produtos potencialmente cancerígenos (trihalometanos - ex: clorofórmio)
- Origem industrial: pode ou não apresentar toxicidade
Utilização mais frequente do parâmetro:
- Caracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas
Unidade: uH (Unidade Hazen - padrão de plalina-cobalto)
Interpretação dos resultados:
- Deve-se distinguir entre cor aparente e cor verdadeira. No valor da cor aparente
pode estar incluída uma parcela devida à turbidez da água. Quando esta é removida
por centrifugação, obtém-se a cor verdadeira
- Em termos de tratamento e abastecimento público de água:
• valores de cor da água bruta inferiores a5 uH usualmente dispensam acoagulação
química; valores superiores a 25 uH usualmente requerem a coagulação química
seguida por filtração
• águas com cor elevada implicam em um mais delicado cuidado operacional no
tratamento da água
• ver Padrão dc Potabilidade
- Em termos de corpos d'água
• ver Padrão para Corpos d'Agua
Noções dc qualidade das agitas 2 3
Turbidez
Conceito: A turbidez representa o grau de interferência com a passagem da luz através
da água, conferindo uma aparência turva à mesma
Forma do constituinte responsável: Sólidos em suspensão
Origem natural:
- Partículas de rocha, argila e silte
- Algas e outros microrganismos
Origem antropogênica:
- Despejos domésticos
- Despejos industriais
- Microrganismos
- Erosão
Importância:
- Origem natural: não traz inconvenientes sanitários diretos. Porém, é esteticamente
desagradável na água potável, e os sólidos em suspensão podem servir de abrigo
para microrganismos patogênicos (diminuindo a eficiência da desinfecção )
- Origem antropogênica: pode estar associada a compostos tóxicos e organismos
patogênicos
- Em corpos d'água: pode reduzir a penetração da luz, prejudicando a fotossíntese
Utilização mais frequente do parâmetro:
- Caracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas
- Controle da operação das estações de tratamento dc água
Unidade: uT (Unidade de Turbidez - unidade dc Jackson ou nefelométrica)
Interpretação dos resultados:
- Em termos de tratamento e abastecimento público de água:
• numa água com turbidez igual a 10 uT, ligeira nebulosidade pode ser notada; com
turbidez igual a 500 uT, a água c praticamente opaca
• valores de turbidez da água bruta inferiores a 20 uT podem ser dirigidas direta-
mente para a filtração lenta, dispensando a coagulação química; valores superiores
a 50 uT requerem uma etapa antes da filtração, que pode ser a coagulação química
ou um pré-filtro grosseiro
• ver Padrão de Potabilidade
- Em termos de corpos d'água
• ver Padrão para Corpos d'Agua
Sabor e odor
Conceito: O sabor é a interação entre o gosto (salgado, doce, azedo e amargo) e o
odor (sensação olfativa).
! 2 4 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
|'urm;» do constituinte responsável: Sólidos em suspensão, sólidos dissolvidos,
(iases dissolvidos
<>i ijítm natural:
• Matéria orgânica em decomposição
Microrganismos (ex: algas)
• (iases dissolvidos (ex: gás sulfídrico H;S)
<>rigem antropogciiica:
- Despejos domésticos
- Despejos industriais
(iases dissolvidos (ex: HiS)
Importância:
Não representa risco à saúde, mas consumidores podem questionar a sua confiabi-
lidade, e buscar águas de maior risco. Representa a maior causa de reclamações dos
consumidores
I ililização mais frequente do parâmetro:
- Caracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas
I Inidade: Concentração limite mínima detectável
lulcrpretaçao dos resultados:
- Na interpretação dos resultados, são importantes a identificação o a vinculação com
a origem do sabor e do odor
• Em termos de tratamento e abastecimento público de água:
• ver Padrão de Potabilidade
Temperatura \
('onceito: Medição da intensidade de calor
Origem natural:
Transferência de calor por radiação, condução e convecção (atmosfera e solo)
Origem antropogciiica:
Águas de torres de resfriamento
- Despejos industriais
Importância:
Elevações da temperatura aumentam a taxa das reações químicas e biológicas (na
faixa usual de temperatura)
Elevações da temperatura diminuem a solubilidade dos gases (ex: oxigênio dissol-
vido)
- Elevações da temperatura aumentam a taxa de transferência de gases (o que pode
gerar mau cheiro, no caso da liberação de gases com odores desagradáveis)
Utilização mais frequente do parâmetro:
Caracterização de corpos d'água
Caracterização de águas residuárias brutas
Noções dc qualidade das agitas 25
Unidade: °C
Interpretação dos resultados:
- Em termos de corpos d'água:
• A temperatura deve ser analisada em conjunto com outros parâmetros, tais como
oxigênio dissolvido
- Em termos de tratamento de águas residuárias
• A temperatura deve proporcionar condições para as reações bioquímicas de
remoção dos poluentes
• ver Padrão de Lançamento de Kl Utentes
5.2. Parâmetros químicosPH
Conceito: Potencial hidmgoniônieo. Representa a concentração de íons hidrogênio
H+ (em escala anti-Iogarilmica), dando uma indicação sobre a condição de acidez,
neutralidade ou alcalinidade da água. A faixa de pH é de 0 a 14.
Forma d« constiliiinlr responsável: Sólidos dissolvidos, gases dissolvidos
Origem natural
- Dissolução dc rochas
- Absorção de gases da atmosfera
- Oxidação da mnléria orgânica
- Fotossíntese
Origem «nl ropogênica:
- Despejos domésticos (oxidação da matéria orgânica)
- Despejos industriais (ex: lavagem ácida dc tanques)
Importância:
- É importante em diversas etapas do tratamento da água (coagulação, desinfecção,
controle da corrosividade, remoção da dureza)
- pH baixo: corrosividade e agressividade nas águas de abastecimento
- pH elevado: possibilidade de incrustações nas águas de abastecimento
- valores de pH afastados da neutralidade: podem afetar a vida aquática (ex: peixes)
e os microrganismos responsáveis pelo tratamento biológico dos esgotos
Utilização mais frequente do parâmetro:
- Caracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas
- Caracterização de águas residuárias brutas
- Controle da operação de estações de tratamento de água (coagulação e grau de
incrustabilidade/corrosividade)
- Controle da operação de estações de tratamento de esgotos (digestão anaeróbia)
- Caracterização de corpos d'água
Unidade: -
! 2 6 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
Interpretação dos resultados:
- Geral:
• pH < 7: condições ácidas í
• pH = 7: neutralidade
• pH > 7: condições básicas
- Em termos de tratamento e abastecimento público de água:
• diferentes valores de pH estão associados a diferentes faixas de atuação ótima de
coagulantes
• frequentemente o pH necessita ser corrigido antes e/ou depois da adição de
produtos químicos no tratamento
• ver Alcalinidade e Acidez
- Em termos de tratamento de águas residuárias
• valores de pH afastados da neutralidade tendem a afetar as laxas de crescimento
dos microrganismos
• ver Padrão de Lançamento de Efluentes
- Em termos de corpos d'água
• valores elevados de pH podem estar associados à proliferação de algas
• ver Padrão de Corpos d'Agua
Alcalinidade
Conceito: Quantidade de íons na água que reagirão para neutralizar os íons hidrogê-
nio. E uma medição da capacidade da água de neutralizar os ácidos (capacidade de
resistir às mudanças de pH: capacidade tampão). Os principais constituintes da
alcalinidade são os bicarbonatos (HCOi ), car bonatos (CO*2") e os hidróxidos (OH").
A distribuição entre as três formas na água é função do pi I.
Forma do constituinte responsável: Sólidos dissolvidos
Origem natural:
• Dissolução de rochas
- Reação do COj com a água (CO2 resultante da atmosfera ou da decomposição da
matéria orgânica)
Origem antropogênica:
- Despejos industriais
Importância:
- Não tem significado sanitário para a água potável, mas em elevadas concentrações
confere um gosto amargo para a água
- E uma determinação importante no controle do tratamento de água, estando
relacionada com a coagulação, redução de dureza e prevenção da corrosão em
tubulações
- É uma determinação importante no tratamento de esgotos, quando há evidências
de que a redução do pH pode afetar os microrganismos responsáveis pela depuração
Noções dc qualidade das agitas 2 7
Utilização mais frequente do parâmetro:
- Caracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas
- Caracterização de águas residuárias brutas
- Controle da operação de estações de tratamento de água (coagulação e grau de
incrustabiiidade/corrosividadc)
Unidade: mg/l de CaCOi
Interpretação dos resultados
- Em termos de tratamento e abastecimento público de água
• a alcalinidade, o pH e o teor de gás carbônico estão interrelacionados
• pH > 9,4: hidróxidos e carbonatos
» pH entre 8,3 e 9,4: carbonatos e bicarbonatos
• pH entre 4,4 e 8,3: apenas bicarbonato
- Em termos de tratamento de águas residuárias
• processos oxidativos (como a nitrilicnção) tendem a consumir alcalinidade, a qual,
caso atinja baixos teores, pode dar condições a valores reduzidos de pH, afetando
a própria taxa dc crescimento dos microrganismos responsáveis pela oxidação
Acidez
Conceito: Capacidade da água em resistir ;is mudanças de pH causadas pelas bases.
É devida principalmente à presença dc gás carbônico livre (pH entre 4,5 e 8,2).
Forma do constituinte responsável: Sólidos dissolvidos e gases dissolvidos (COz,
H2S)
Origem natural:
- CO2 absorvido da atmosfera ou resultante da decomposição da matéria orgânica
- Gás sulfídrico
Origem antropogênica:
- Despejos industriais (ácidos minerais ou orgânicos)
- Passagem da água por minas abandonadas, vazadouros de mineração e das borras
de minério
Importância:
- Tem pouco significado sanitário
- Águas com acidez mineral são desagradáveis ao paladar, sendo recusadas
- Responsável pela corrosão dc tubulações e materiais
Utilização mais frequente do parâmetro:
- Caracterização de águas de abastecimento (inclusive industriais) brutas e tratadas
Unidade: mg/l de CaCO.,
Interpretação dos resultados:
- Em termos de tratamento e abastecimento público de água
• o teor de CO2 livre (diretamente associado â acidez), a alcalinidade e o pH estão
interrelacionados
! 2 8 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
FTFFS- Biblioteca
• pl! >8,2: C 0 2 livre ausente
• pH entre 4,5 e 8,2: acidez carbônica
• pll < 4,5: acidez por ácidos minerais fortes (usualmente resultantes de despejos
industriais)
I >u reza
t 'miceito: Concentração de cátions multimetálicos em solução. Os cátions mais
li ri (uentemente associados à dureza são os cátions di valentes Ca2+ e Mg2+. Em
t litidições de supersaturação, esses cátions reagem com ânions na água, formando
jTccipitados. A dureza pode ser classificada como dureza carbonato e dureza não
11it bonato, dependendo do ânion com a qual cia está associada. A dureza correspon-
dente à alcalinidade é denominada dureza carbonato, enquanto que as demais formas
«Ao caracterizadas como dureza não carbonato. A dureza carbonato é sensível ao calor,
hicoipitando-se cm elevadas temperaturas.
I nrma do constituinte responsável: Sólidos dissolvidos
* Irigcm natural:
I (issolução de minerais contendo cálcio c magnésio (ex: rochas calcáreas).
y »i igem antropogênica:
I »espejos industriais
Importância:
Não há evidências de que a dureza cause problemas sanitários, e alguns estudos
i ealizados em áreas com maior dureza indicaram uma menor i ncidência de doenças
cardíacas «
I m determinadas concentrações, causa um sabor desagradável e pode ter efeitos
laxativos
Reduz a formação de espuma, implicando num maior consumo de sabão
i 'ausa incrustação nas tubulações de água quente, caldeiras e aquecedores (devido
,i maior precipitação nas temperaturas elevadas)
i lllização mais freqüente do parâmetro:
( aracterização de águas de abastecimento (inclusive industriais) brutas e tratadas
Unidade: mg/l CaCO?
Interpretação dos resultados:
- lim termos de tratamento e abastecimento público de água
• dureza < 50 mg/l CaCOí: água mole
• dureza entre 50 e 150 mg/l CaCO.i: dureza moderada
• dureza entre 150 e 300 mg/l CaCOí: água dura
• dureza > 300 mg/l C a C O á g u a muito dura
Ni ji õvs de qualidade das águas 29
Ferro e manganês
Conceito: O ferro e o manganês estão presentes nas formas insolúveis (Fe14" eMn < f )
numa grande quantidade de tipos de solos. Na ausência de oxigênio dissolvido (ex:
água subterrânea ou fundo de lagos), eles se apresentam na forma solúvel (Fe2+ e
Mn2+). Caso a água contendo as formas reduzidas seja exposta ao ar atmosférico (ex:
na torneira do consumidor), o ferro e o manganês voltam a se oxidar às suas formas
insolúveis(Fe3+ e Mn4+), o que pode causar cor na água, além de manchar roupas
durante a lavagem.
Forma do constituinte responsável: Sólidos em suspensão ou dissolvidos
Origem natural:
- Dissolução de compostos do solo
Origem antropogênica:
- Despejos industriais
Importância:
- Tem pouco significado sauilario nas concentrações usualmente encontradas nas
águas naturais
- Em pequenas concentrações causam problemas de cor na água
- Em certas concentrações, podem causar sabor e odor (mas, nessas concentrações,
o consumidor já rejeitou a água, devido à cor)
Utilização mais frequente do parâmetro:
- Caracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas
Unidade: mg/l
Interpretação dos resultados:
- Em termos de tratamento e abastecimento público de água
• ver Padrão de Potabilidade
- Em termos do tratamento de águas residuárias:
• ver Padrão de Lançamento
- Em termos dos corpos d'água
• ver Padrão de Corpos d'Água
Cloretos
Conceito: Todas as águas naturais, em maior ou menor escala, contêm íons resultantes
da dissolução de minerais. Os cloretos (Cl") são advindos da dissolução de sais (ex:
cloreto de sódio).
Forma do constituinte responsável: Sólidos dissolvidos
Origem natural;
- Dissolução de minerais
- Intrusão de águas salinas
! 3 0 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
3 a ^ ^ ^
o C>
()ngem antropogenica:
Despejos domésticos
- Despejos industriais ^ • >
- Águas utilizadas em irrigação
Importância:
Hm determinadas concentrações imprime um sabor salgado à água
Utilização mais frequente do parâmetro:
(Caracterização de águas de abastecimento brutas
Unidade: mg/l
interpretação dos resultados:
lim termos de tratamento e abastecimento público de água
• ver Padrão de Potabilidade
l!m termos dos corpos d'água
• ver Padrão de Corpos d'Água
Nitrogênio
• unceito: Dentro do ciclo do nitrogênio na biosfera, este alterna se entre várias formas
f CKtados dc oxidação. No meio aquático, o nitrogênio pode ser encontrado nas seguintes
luiinas: (a) nitrogênio molecular (N2), escapando para a atmosfera, (b) nitrogênio
tirânico (dissolvido e em suspensão), (c) amónia, (d) niti ito (NO > ) c (c) nitrato (NO.O-
l (irmã do constituinte responsável: Sólidos em suspensão e sólidos dissolvidos
< >1 Igem natural:
t Constituinte de proteínas, clorofila e vários outros compostos biológicos
' igem antropogênica:
I )cspejos domésticos
Despejos industriais
I !xcrementos de animais
fertilizantes
importância:
1» nitrogênio na forma dc nitrato está associado a doenças como a metahemoglo-
Imit-mia (síndrome do bebê azul)
1> nitrogênio é um elemento indispensável para o crescimento de algas e, quando
ri» elevadas concentrações em lagos e represas, pode conduzir a um crescimento
exagerado desses organismos (processo denominado eutrofização)
< > nitrogênio, nos processos bioquímicos de conversão da amónia a nitrito e deste
•1 nitrato, implica no consumo de oxigênio dissolvido do meio (o que pode afetar a
vidn aquática)
II nitrogênio na forma de amónia livre é diretamente tóxico aos peixes
() nitrogênio é um elemento indispensável para o crescimento dos microrganismos
1.".pousáveis pelo tratamento de esgotos
f f t n 1 ir .» ilc qualidade das águas 3 1
( ) . I >n ii i -.MI. ill iionversãodo nitrogênio têm implicações na operação das estações
tic it ,it.iiin'iito de esgotos
I in um • IH p i d água, a determinação da forma predominante do nitrogênio pode
II ii iii i i i iiifot mações sobre o estágio da poluição (poluição recente está associada
,II • iiUri>)"'nio na forma orgânica ou de amónia, enquanto uma poluição mais remota
i -,i,i .i-.-.iu iüda ao nitrogênio na forma de nitrato)
I illl/iiriU) mais frequente do parâmetro:
i .ii leri/ação de águas de abastecimento brutas e tratadas
< ai ai H-rização de águas residuárias brutas e tratadas
< ai autorização de corpos d'água
I »Idade: mg/l
interpretação dos resultados:
Km termos de tratamento e abastecimento público de água
• ver Padrão de Potabilidade (nitrato)
bui termos de tratamento de águas residuárias
• é necessário um adequado balanço C:N:P no esgoto para o desenvolvimento dos
microrganismos
• ver Padrão de Lançamento (amónia)
Km termos dos corpos d'agua
• ver Padrão de Corpos d'Agua (amónia e nitrato)
I ósforo
('(direito O fósforo na água apresenta-se principalmente nas formas de ortofosfato,
polifosfato e fósforo orgânico. Os ortofosfatos são diretamente disponíveis pnra o
metabolismo biológico sem necessidade de conversões a formas mais simples. As
lornias emque os ortofosfatos se apresentam na água (POa'". HPO.r", H2PO.1", HiPO.j)
dependem do pH, sendo a mais comum na faixa usual de pH o H P O 4 2 " . Ospoli fosfatos
sáo moléculas mais complexas com dois ou mais átomos de fósforo. O fósforo
orgânico é normalmente de menor importância.
rorina tio constituinte responsável: Sólidos em suspensão e sólidos dissolvidos
(Irisem natural:
- dissolução de compostos do solo
decomposição da matéria orgânica
Origem antropogênica:
- Despejos domésticos
- Despejos industriais
- Detergentes
- Excrementos de animais
- Fertilizantes
! 3 2 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
Importância:
- O fósforo não apresenta problemas de ordem sanitária nas águas de abastecimento
O fósforo é um elemento indispensável para o crescimento de algas e, quando em
elevadas concentrações em lagos e represas, pode conduzir a um crescimento
exagerado desses organismos (eutrofização)
O fósforo é um nutriente essencial para o crescimento dos microrganismos respon-
sáveis pela estabilização da matéria orgânica
Utilização mais frequente do parâmetro;
- Caracterização de águas residuárias brutas e tratadas
- Caracterização de corpos d'água
Unidade: mg/l
Interpretação dos resultados:
- Em termos de tratamento de águas residuárias
• é necessário um adequado balanço C:N:P no esgoto para o desenvolvimento dos
microrganismos
• em lançamentos a montante de represas com problemas de eutrofização, frequen-
temente se limita o P total em 1,0 mg/1
Eni termos dos corpos d'água
• os seguintes valores de P total podem ser utilizados como indicativos aproxima-
dos do estado de eutrofização de lagos (lagos tropicais provavelmente aceitam
concentrações superiores): (a) P < 0,01-0,02 mg/1: não eutrófico; (b) P entre
0,01-0,02 e 0,05 mg/l: estágio intermediário; (c) P > 0,05 mg/l: eutrófico
• ver Padrão de Corpos d'Agua
Oxigênio dissolvido
('onceito; O oxigênio dissolvido (OD) c de essencial importância para os organismos
aeróbios (que vivem na presença de oxigênio). Durante a estabilização da matéria
orgânica, as bactérias fazem uso do oxigênio nos seus processos respiratórios,
podendo vir a causar uma redução da sua concentração no meio. Dependendo da
magnitude deste fenômeno, podem vir a morrer diversos seres aquáticos, inclusive
iis peixes. Caso o oxigênio seja totalmente consumido, tem-se as condições anaeró-
liitis (ausência de oxigênio), com geração de maus odores,
forma do constituinte responsável: Gás dissolvido
< írigem natural:
Dissolução do oxigênio atmosférico
Produção pelos organismos fotossintéticos
< (rigem antropogênica:
Introdução de aeração artificial
Importância:
O oxigênio dissolvido é vital para os seres aquáticos aeróbios
Noções dc qualidade das agitas 3 3
- O oxigênio dissolvido é o principal parâmetro de caracterização dos efeitos da
poluição das águas por despejos orgânicos
Utilização mais frequente tio parâmetro:
- Controle operacional de estações de tratamento de esgotos
- Caracterização de corpos d'água
Unidade: mg/l
Interpretação dos resultados:
- Em termos de tratamento de águas residuárias
• é necessário um teor mínimo de oxigênio dissolvido { 1 mg/l) nosreatores dos
sistemas aeróbios
- Em termos dos corpos d'água
• a solubilidade do OD varia com altitude e temperatura. Ao nível do mar, na
temperatura de 20°C, a concentração de saturação é igual a 9,2 mg/l
• valores de OD superiores à saturação são indicativos da presença de algas
(fotossíntese)
• valores de OD bem inferiores a saturação são indicativos da presença de matéria
orgânica (provavelmente esgotos)
• com OD em torno de 4-5 mg/l morrem os peixes mais exigentes; com OD igual
a 2 mg/l todos os peixes estão mortos; ei uri < >1 > igual a 0 mg/l tem-se condições de
anaerobiose
• ver Padrão de Corpos d'Agua
Matéria orgânica
Conceito: A matéria orgânica presente nos corpos d'água e nos esgotos é uma
característica de primordial importância, sendo a causadora do principal problema de
poluição das águas: o consumo do oxigênio dissolvido pelos microrganismos nos
seus processos metabólicos de utilização e estabilização da matéria orgânica. Os
principais componentes orgânicos são os compostos de proteína, os carboidratos, a
gordura e os óleos, além da uréia, surfactantes, fenóis, pesticidas e outros em menor
quantidade. A matéria carbonácea divide-se nas seguintes frações: (a) não biodegra-
dável (em suspensão e dissolvida) e (b) biodegradável (em suspensão e dissolvida).
Em termos práticos, usualmente não há necessidade de se caracterizar a matéria
orgânica em termos de proteínas, gorduras, carboidratos etc. Ademais, hã uma grande
dificuldade na determinação laboratorial dos diversos componentes da matéria orgâ-
nica nas águas residuárias, face à multiplicidade de formas e compostos em que a
mesma pode se apresentar. Em assim sendo, utilizam-se normalmente métodos
indiretos para a quantificação da matéria orgânica, ou do seu potencial poluidor. Nesta
linha, existem duas principais categorias: (a) Medição do consumo de oxigênio
(Demanda Bioquímica de Oxigênio - DBO; Demanda Química de Oxigênio (DQO)
e (b) Medição do carbono orgânico (Carbono Orgânico Total - COT). A DBO é o
! 3 4 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
|Mi.imetro tradicionalmente mais utilizado, e encontra-se analisado em maiores
itiMalhes cm vários outros itens do presente texto.
I orma do constituinte responsável: sólidos em suspensão e sólidos dissolvidos
< )iigem natural:
Matéria orgânica vegetal e animal
< )r igcm antropogcnica:
Despejos industriais
Importância:
• A matéria orgânica é responsável pelo consumo, pelos microrganismos decompo-
'.itores, do oxigênio dissolvido na água
» A DBO retrata, de uma forma indireta, o teor de matéria orgânica nos-esgotos ou
no corpo d'água, sendo, portanto, uma indicação do potencial do consumo do
oxigênio dissolvido
A DBO é um parâmetro de fundamental importância na caracterização do grau de
poluição de um corpo d'água
i lilização mais frequente d« parâmetro:
( aracterização de águas residuárias brutas e tratadas
Caracterização de corpos d'água
Unidade: mg/l
lulerpretação dos resultados:
lím termos de tratamento de águas residuárias
• a DBO dos esgotos domésticos está em torno de 300 mg/l
• a DBO dos esgotos industriais varia amplamente, com o tipo de processo
industrial
• a DBO efluente do tratamento e função do nível e do processo de tratamento
• ver Padrão de Lançamento
fim termos dos corpos d'água
• ver Padrão de Corpos d'Agua
Micropoluentes inorgânicos
t 'nnceito: Uma grande partedos micropoluentes inorgânicos são tóxicos. Entre estes,
leni especial destaque os metais pesados. Entre os metais pesados que se dissolvem
n.i água incluem-se o arsénio, cádmio, cromo', chumbo, mercúrio e prata. Vários
«testes metais se concentram na cadeia alimentar, resultando num grande perigo para
os organismos situados nos degraus superiores. Felizmente as concentrações dos
melais tóxicos nos ambientes aquáticos naturais são bem pequenas. Além dos metais
pesados, há outros micropoluentes inorgânicos de importância em termos de saúde
I níblica, como os cianetos, o flúor e outros.
• orma do constituinte responsável: sólidos em suspensão e sólidos dissolvidos
I lespejos domésticos
Nações de qualidade das águas 3 5
Origem natural:
- A origem natural c de menor importância
Origem antropogênica:
- Despejos industriais
- Atividades mineradoras
- Atividades de garimpo
- Agricultura
Importância:
- Os metais pesados são tóxicos para os habitantes dos ambientes aquáticos e para
os consumidores da água
Utilização mais frequente do parâmetro:
- Caracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas
- Caracterização de águas rcsiduãrias brutas e tratadas
- Caracterização de corpos d'água
Unidade: pg/l ou mg/l
Interpretação dos resultados:
- Em termos de tratamento e abastecimento público de água
• ver Padrão de Potabilidade
- Em termos de tratamento águas residuárias
• ver Padrão de Lançamento
- Em termos dos corpos d'água
• ver Padrão de Corpos d'Agua
Micropoluentes orgânicos
Conceito: Alguns materiais orgânicos são resistentes à degradação biológica, não
integrando os ciclos biogeocpiímicos, e acumulando-se em determinado ponto do
ciclo (interrompido). Entre estes, destacam-se os defensivos agrícolas, alguns tipos
de detergentes (ABS, com estrutura molecular fechada) c um grande número de
produtos químicos. Uma grande parte destes compostos, mesmo em reduzidas
concentrações, está associada a problemas de toxicidade.
Forma do constituinte responsável: sólidos dissolvidos
Origem natural:
- Vegetais com madeira (tanino, lignina, celulose, fenóis)
Origem antropogênica:
- Despejos industriais
- Detergentes
- Processamento e refinamento do petróleo
- Defensivos agrícolas
Importância:
- Os compostos orgânicos incluídos nesta categoria não são biodegradáveis
! 3 6 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
- Uma grande parte destes compostos são tóxicos
(Hilização mais frequente do parâmetro:
i 'aracterização de águas de abastecimento brutas e tratadas
< 'aracterização de águas residuárias brutas e tratadas
('aracterização de corpos d'água
1 iiidade; frg/1 ou mg/l
Interpretação dos resultados:
l m termos de tratamento e abastecimento público de água
• ver Padrão de Potabilidade
l m termos de tratamento de águas residuárias
• ver Padrão de Lançamento
hm termos dos corpos d'água
• ver Padrão de Corpos d'Agua
5.3. Parâmetros biológicos
A relação dos microrganismos de interesse na Engenharia Ambiental está apre-
sentada no Quadro 4.2. Os microrganismos desempenham diversas funções de
lundamental importância, principalmente as relacionadas com a transformação da
matéria dentro dos ciclos biogeoquímicos. Um outro aspecto de grande relevância
I IH termos da qualidade biológica da água é o relativo à possibilidade da transmissão
• Ir doenças. O Quadro 5.1 apresenta as principais doenças relacionadas com a água.
A determinação da potencialidade de uma água transmitir doenças pode ser
• li-tuada de forma indireta, através dos organismos indicadores de contaminação
fecal, pertencentes principalmente ao grupo de coliformes. Os coliformes encontram-
se descritos no Item 2.3.6 do Capítulo 2.
Outros parâmetros biológicos dc interesse são aos associados ao tratamento de
r\j'Otos. Os aspectos relacionados a este item estão abordados em outro volume da
•.ei ie, no Capítulo "Princípios do tratamento biológico".
5.4. Forma física representada pelos parâmetros dc qualidade
li importante o conhecimento da forma, em termos de sólidos ou gases, represen-
Ifida pelos diversos parâmetros de qualidade da água. Nos processos de tratamento,
Ott sólidos em suspensão são removidos por operações e processos unitários diferentes
• los utilizados para a remoção dos sólidos dissolvidos e também, naturalmente, dos
rases dissolvidos. O Quadro 5.2 apresentaa caracterização, em termos de forma
Msica, dos principais parâmetros de qualidade.
Noções dc qualidade das agitas 3 7
Quadro 5.1 Principais doenças associadas com a água
Ooençti Agente Causal Sintomas
nifciinioiM h.uai.H
CAIara
I nptonplroso
' inlmorwlose
I obro lifóide
I i lMin le i ia ameb iana
G l w d l a s e
I Icpul i te in fecc iosa
( i . is lroenteri te
I ' n.i l isia infantil
Ingestão de Água Contaminada
Bactér ia ( S h i g e l l a dysenleriae)
Bactér ia ( V i b r i o cholerae)
Bactér ia ( L e p t o s p i r a )
Bactér ia (Sa lmone l l a )
Bactér ia (Sa lmone l l a typhi)
Protozoário (En tamoeba
histolytica)
Protozoário (Giardia lamblia)
Virus (virus d a hepati te A)
Virus (enterovirus, parvovirus,
rotavirus)
Virus (Po l i om ie l i t es virus)
Forte diarréia
Diarréia ext remamente forte,
des idratação, alta taxa de mor ta l idade
Icterícia, febre
Febre, náusea, diarréia
Febre e levada, diarréia, u lceração d o
intestino de lgado
Diarréia pro longada, com sangramento,
abscessos no f ígado e intestino f ino
Diarréia leve a forte, náusea, indigestão,
f latulência
Icterícia, febre
Diarréia leve a forte
Paralisia
Contato com Água Contaminada
I sciibiose
Fracoma
Sarna ( S a r c o p t e s scabiei)
Clamídea (Chlamydia tracomatis)
Úlceras na pele
Inf lamação dos olhos, ceguei ra
comple ta ou parcial
Verminoses. tendo a Água como um Estágio no Ciclo
I ••> imMossomose Helminto (Schistosoma)
Diarréia, aumento do baço e d o f ígado,
hemorragias
Transmissão através de Insetos, tendo a Água como Meio de Procriação
M.iliiini
I obru amcirola
I )engue
Filariose
Protozoário (Plasmodium)
Vírus (flavivírus)
Virus (flavivírus)
Helminto ( W u c h e r e r i a bancrofti)
Febre, suor, calafrios, g rav idade variável
c o m o t ipo de Plasmodium
Febre, dor de cabeça , prostração,
náusea, vômitos
Febre, forte dor de cabeça , dores nas
juntas e músculos, e rupções
Obst rução de vasos, de fo rmação de
tec idos
Fontos: Benenson (1985). Tchobanoglous e Schroeder (1985)
! 3 8 introdução à í / i i a l i t l i u l i ' d a s águas c ao tratamento de esgotos
(Juwlro 5.2 Forma física preponderante representada pelos parâmetros de qualidade
Parâmetro Sólidos em Sólidos Gases Característica Parâmetro suspensão dissolvidos dissolvidos
Cor X
fuiAmelros físicos Turbidez X
Sabor e odor X X X
pH X X
Alcalinidade X
Acidez X X
Dureza X
Ferro e manganês X X
fnr/lmelros químicos
Cloretos X
fnr/lmelros químicos Nitrogênio X X
Fósforo X X
Oxigênio dissolvido X
Matéria orgânica X X
Metais pesados X X
Micíopoluentes orgânicos X
Organismos indicadores X
1 'tiiAmetros biológicos Algas X
Bactérias X
5.5, Utilização mais frequente dos parâmetros
Ao se solicitar uma análise de água, deve-se selecionar os parâmetros a serem
investigados pela análise. O Quadro 5.3 apresenta uma relação da associação mais
lu'quente entre parâmetros e tópico a ser estudado. A lista inclui apenas os parâmetros
11Lás usuais, e deve-se lembrar que o conhecimento das particularidades de cada
m luação é que deve definir os parâmetros a serem incluídos na análise. As principais
niilizações são:
caracterização de águas para abastecimento
• águas superficiais (brutas e tratadas)
• águas subterrâneas (brutas e tratadas)
• caracterização de águas residuárias (brutas e tratadas)
- caracterização ambiental de corpos d'água receptores (rios e lagos)
Noções dc qualidade das agitas 39
(Jumli i> * l'i im ipnis parâmetros a serem investigados numa análise de água
A g u a s para abastec imento
Á g u a s
residuárias
Corpos
receptores
qlÉiflr,
Nul Ii HS
Parâmetro Água
superf ic ial
Á g u a
subterrânea Bruta Tratada Rio Lago
Bruta Tratada Bruta Tratada
Lago
Cor .
I-HT IIIIMIIM'. Turbicfez
Sabor e odor
Temperatura
X(D
X
X
X
PH
Alca l in idade
Ac idez
Dureza
Ferro e manganês
Cio retos
I'. ii .In ietros N itrogênio
qu ímicos Fósforo
Oxigênio d issolv ido
Matér ia o rgân ica
Mícropol . inorg.
(d iversos) ' 3 '
Micropol .orgân.
( d i v e r s o s p }
,(2>
I 'un lmetros
b l o l i g l o o s
Organ ismos
ind icadores
A lgas (diversas)
Bactér ias decamp ,
(diversas)
X
y(2>
J2>
Nolnn
( t ) f ,iu ..ida por Fee Mn
C) [ )iimri|o o tratamento, para controle do processo
í Jiivíim r.or analisados aqueles que possuírem alguma justiticaliva. devido ao uso e ocupação do solo na bacia hidrográfica
6. REQUISITOS E PADRÕES DE QUALIDADE DA ÁGUA
<i. L Requisitos de qualidade
< 'orno comentado, os requisitos de qualidade de uma água são função de seus
usos previstos. O Quadro 6.1 apresenta, de forma simplificada, a associação entre os
principais requisitos de qualidade e os correspondentes usos da água. Nos casos de
corpos d'água com usos múltiplos, a qualidade da água deve atender aos requisitos
dos diversos usos previstos.
! 4 0 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
(.hladro 6.1 Associação entre os usos da água e os requisitos de qualidade
Uso Geral Uso Especifico Qualidade Requerida
- Isenta de substâncias químicas prejudiciais à saúde
• Isenta de organismos prejudiciais á saúde
- Adequada para serviços domésticos
- Baixa agressividade e dureza
- Esteticamente agradável (baixa turbidez, cor,
sabor e odor; ausência de macrorganismos)
Abastecimento
Industrial
Água é incorporada ao produto
(ex: alimento, bebidas,
remédios)
- Isenta de substâncias químicas prejudiciais à saúde
- Isenta de organismos prejudiciais ã saúde
- Esteticamente agradável (baixa turbidez, cor,
sabor e odor)
Abastecimento
Industrial Água entra em contato com o
produto
- Variável com o produto
Água não entra em contato com
0 produto (ex; refrigeração,
caldeiras)
- Baixa dureza
- Baixa agressividade
l i t igação
Hortaliças, produtos ingeridos
crus ou com casca
- Isenta de substâncias qufrnicas prejudiciais á saúde
• Isenta de organismos prejudiciais á saúde
- Salinidade não excessiva
l i t igação
Demais plantações
- Isenta de substâncias químicas prejudiciais ao solo
e às plantações
Salinidade não excessiva
Dossedeniação
i ln animais •
- l íenta de substâncias químicas prejudiciais
â saúde dos animais
- Isenta de organismos prejudiciais à saúde dos
animais
1 'icservaçSo
da Hora e da
Inuna
-
- Variável com os requisitos ambientais da flora e da
fauna que se deseja preservar
l locreação
Contato primário (contato direto
com o meio liquido; ex: natação,
esqui, surfe)
- Isenta de substâncias químicas prejudiciais à saúde
Isenta de organismos prejudiciais â saúde
- Baixos teores de sólidos em suspensão e óleos e
graxas
0
Inzer Contato secundário (não há
contato direto com o meio
líquido; ex; navegação de lazer,
pesca, lazer contemplativo)
- Aparência agradável
I íoração
da
energia
Usinas hidrelétricas - Baixa agressividade
I íoração
da
energia
Usinas nucleares ou
termelétricas (ex: torres de
resfriamento)
- Baixa dureza
- Baixa presença de material grosseiro que possa
por em risco as embarcações
Diluição de
rínspejos
Abastecimento
rio Agua
doméstico
Noções dc qualidade das agitas 39
6.2. Padrões de qualidade
6.2.1, Introdução
Além dos requisitos de qualidade, que traduzem de uma forma generalizada e
conceituai a qualidade desejada para a água, há a necessidade de se estabelecer
também padrões de qualidade, embasados por um suporte legal. Os padrões devem
ser cumpridos, por força da legislação, pelas entidades envolvidas coma água a ser
utilizada. Da mesma forma que os requisitos, também os padrões são função do uso
previsto para a água.
Em termos práticos, há três tipos de padrão de interesse direto dentro da Enge-
nharia Ambiental no que tange à qualidade da água:
• Padrões de lançamento no corpo receptor
• Padrões de qualidade do corpo receptor
• Padrões de qualidade para determinado uso imediato (ex: padrões de potabilidade)
6.2.2. Padrões de lançamento e de qualidade do corpo receptor
AResolução CONA MA n" 20, de 18/06/86, dividiu as águas do território nacional
em águas doces (salinidade < 0,0V<ísalobras (salinidade entre 0,05% e 3%) e
salinas (salinidade > 3%). Hm função dos usos previstos, foram criadas nove classes. O
Quadro 6.2 apresenta um resumo dos usos preponderantes das classes relativas à água doce,
em que a Classe Especial pressupõe os usos mais nohn-s, e a Classe 4, os menos nobres.
Quadro 6.2 Classificação das águas doces em função dos usos preponderantes
(Resolução CONAMA n° 20, 18/06/86)
Uso
Classe
Uso
Especia l 1 2 3 4
Abas tec imento domés t i co X
X
(a)
X
<b)
X
í b )
Preservação do equi l íbr io natural
d a s comun idades aquát icas
X
Recreação de contato pr imário X X
Proteção das c o m u n i d a d e s aquát icas X X
I r r igação
X
(o)
X
(d )
X
(e)
Cr iação de espéc ies (aquicul tura) X X
Desseden façâo de animais X
Navegação X
Harmonia paisagíst ica X
Usos menos ex igentes X
Notas:
(a) após Tratamento simples; (b) após tratamento convencional; (c) hortaliças e trutas rentes ao solo; (d) hortaliças e plantas
trutíferas; (e) culturas arbóreas, cerealíferas e forrageiras
! 40 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
ETF E S - B ib l io teca
Noções dc qualidade das agitas 41
Quadro 6.3 Padrões de qualidade para os corpos d 'água das diversas classes (água doce) e
padrão de lançamento (Resolução CONAMA n° 20, 18/06/86)
LANÇAMENTO
C O R P O D Á G U A
Padrão para Corpo d'Açjua
. , . _ , _ , i - w - J Padrão de
Parâmetro Unidade ,
Lançamento
Cor uH 30 75 75
Turbidez uT 40 100 100 -
Sabor o odor - VA VA VA
Temperatura "C - - - 40
Matéria! flutuante VA VA VA VA ausente
Óleos e graxas VA VA VA (1) (2)
Corantes artificiais VA VA VA - -
PH 6 ,0« 9,0 6,0 a 9,0 6.0 a 9,0 6 a 9 5 a 9
DBO5 mg/1 3 5(3) 10(3> - (4)
DQO mg/l - • (4)
OD mg/! s e 2 5 > 2 -
Sólidos em suspensão mg/l - (4)
Coliformes totais org/100 ml 1.000 5.000 20.000
Coliformes fecais org/100 ml 200 1,000 4.000 - -
Alumínio mgAI/l 0,1 0,1 0,1 -
Amónia livre mgNHs/l 0,02 0,02 • - •
Amónia tolal mgN/l - 1,0 - 5,0
Arsênio mgAs/l 0,05 0,05 0,05 - 0,5
Bário mgBa/l 1.0 1.0 1.0 - 5,0
Berílio mgBe/1 0,1 0,1 0.1 • -
Boro mgB/l 0,75 0,75 0,75 - 5.0
Cádmio mgCd/l 0,001 0,001 0,01 - 0,2
Cianetos mgCN/i 0,01 0,01 0.2 - 0,2
Chumbo mgPb/l 0,03 0,03 0,05 - 0,5
Cloretos mg Cl/l 250 250 250 - -
Cloro residual mgCÍ/l 0,01 0,01 - - -
Cobalto mgCo/l 0.2 0,2 0,2 - -
Cobre mgCu/l 0,02 0,02 0.5 1,0
Cromo VI mgCr/l 0,05 0,05 0,05 - 0,5
Cromo III mgCr/l 0,05 0,05 0.5 - 2,0
Estanho mgSn/l 2,0 2,0 2,0 - 4,0
índice de fenóis mgC6HsOH/1 0,001 0,001 0,3 • 0,5
Ferro solúvel mgFe/l 0,3 0,3 5,0 - 15,0
Fluoretos mgF/l 1,4 1.4 1.4 - 10,0
Fosfato total mgpyl 0,025 0,025 0,025 -
Lítio mgU/l 2,5 2.5 2.5 - -
! 42 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
Parâmetro Un idade Padrão para Corpo d 'Agua Padrão de
Classe Lançamento
Manganês mgMn/ l 0,1 0,1 0,5
Manganês solúvel mgMn/ l - - . 1,0
Mercúr io mgHg / l 0 ,0002 0,0002 0,002 0,01
Nlquef mgNi / l 0,025 0,025 0,025 2,0
Nitrato mgN/ l 10 10 10 -
Nltrito mgN/ l 1,0 1,0 1,0 -
Prata mgAg/ l 0,01 0,01 0,05 0,1
Helênio mgSe/ l 0,01 0,01 0,01 0,05
Sólidos d isso lv idos totais mg/ l 500 500 500 -
I l i ibstâneias lenso-at ivas m g LAS/1 0,5 0,5 0,5
í iulfatos mgSo^/t 250 250 250 -
Sulfetos { H j S não dissoc.) mgS/ l 0 ,002 0,002 0 ,3 1,0
Sulfitos mgSOa/ l - - - 1,0
Urânio total mgU/ l 0,02 0,02 0,02
Vanádio mgV/ l 0.1 0,1 0.1 -
Zinco mgZn/ l 0,18 0,18 0.5 5,0
I lenzeno mg/ l 0,01 0,01 0,01 -
Benzo-a-píreno mg/ l 0,00001 0,00001 - -
I »2 d ic loroelano mg/ l 0 ,0003 0,0003 0,0003
1,2 d ic loroetano . mg/ l 0,01 0,01 0,01 -
Pentacloroienol mg/ l 0,01 0,01 0,01
iGtraeloroeteno mg/ l 0,01 0.01 0,01 -
Tncloroeteno mg/ l 0,03 0,03 0,03 1.0
tetracloreto de carbono mg/ l ' 0,003 0,003 0,003 1.0
Pest ic idas e outros - -
Hogime de (ançamento - (6)
Notas
< Consultar a legislação para a lista completa dos parâmetros e para a redação oficial dos padrões
l lo Classe Especial não são permitidos lançamentos de qualquer natureza, mesmo que tratados
I m principio, um elluenle deve satisfazer, tanto ao padrão de lançamento, quanto ao padrão de qualidade do corpo receptor
(negundo a sua classe). O padrão de lançamento pode ser excedido, com permissão do órgão ambiental, caso os padrões
de qualidade do corpo receptor sejam resguardados, como demonstrado por estudos de impacto ambiental, e desde que
lixados o tipo de tratamento e as condições para o lançamento.
VA: virtualmente ausente
1) Toleram-se eleitos íridescentes, isto é, que geram efeitos das cores do arco-íris
1'): Minerais: 20 mg/l; vegetais e gorduras animais; 50 mg/l
(>i): Pode ser ultrapassado caso estudos de autodepuração indiquem que o OD deverá estar dentro dos padrões, nas
condições criticas de vazão (média das mínimas de 7 dias consecutivos em 10 anos de recorrência)
(•1): Consultar a legislação estadual pertinente (não estão incluídas na Resolução CONAMA na 20)
(S). Várias substâncias: consultar a resolução
(!'•).' Regime de lançamento: a vazão máxima deverá ser de até 1,5 vezes a vazão média do período de atividade do agente
poluidor
Noções dc qualidade das agitas 43
Q u a d r o 6 . 4 Padrão de potabilidade da água destinada ao consumo humano
(Portaria n° 36. 19/01/90, Ministério da Saúde)
Parâmetro Unidade Valor Máximo Permissiva)
Características físicas e organolépticas
Cor aparente uH 5
Odor - Não objetâvel
Sabor - Não ob|etável
Turbidez uT 1
Componentes que atetam a qualidade organoléptica
Alumínio mg/1 0,2
Cloretos mg/l 250
Cobre mg/l 1.0
Dureza total mg/l C a C 0 3 500
Ferro total mg/l 0,3
Manganês mg/l 0,1
Sólidos totais dissolvidos mg/l 1000
Componentes inorgânicos quo nfetnin n saúde +
Arsênio mg/l 0,05
Chumbo mg/l 0,05
Cianetos mg/l 0,1
Mercúrio mg/l 0,001
Prata mg/l 0,05
Componentes orgânicos que ateiam a saúde
Diversos: consultar o padrão
Bacteriológicas
Coliformes fecais org /100ml ausentes
Coliformes totais org/100 ml diversas combinações (consultar o padrão)
7. POLUIÇÃO DAS ÁGUAS
7.1. Conceitos Básicos
Entende-se por poluição das águas a adição de substâncias ou de formas de
energia que, direta ou indiretamente, alterem a natureza do corpo d'água de uma
maneira tal que prejudique os legítimos usos que dele são feitos.
Esta definição é essencialmente prática e, em decorrência, potencialmente polê-
mica, pelo fato de associar a poluição ao conceito de prejuízo e aos usos do corpo
d'água, conceitos esses atribuídos pelo próprio homem. No entanto, esta visão prática
é importante, principalmente ao se analisar as medidas de controle para a redução da
poluição.
O Quadro 7.1 lista as principais fontes de poluentes, conjuntamente com os seus
efeitos poluidores mais representativos.
! 44 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
<Juadro 7.1 Principais agentes poluidores das águas
Fonte
1 'oluente
Pr incipais
Parâmetros
Esgotos
Drenagem
Superf ic ial
Possível
efeito
Pr incipais
Parâmetros
Domés-
t icos
Indus- Reuti-
Iriais l izados
Agr icul turaUrbana ir .
e Pastagens
poluidor
Sólidos
em
mispensão
Sól idos e m
suspensão
totais
XXX XX X
- Problemas estét icos
- Depósi tos de lodo
- Adsorção de poluentes
Proteção de pa togên icos
M.ttória
iiiilânica
hiode-
•ji.idável
D e m a n d a
Bioquímica
d e
Ox igên io
XXX <-> XX X
Consumo de ox igênio
Mor tandade de peixes
Cond ições sépt icas
Nutrientes
Nitrogênio
Fósforo
Cresc imento excess ivo
de algas
Toxicidade aos peixes
( t imôgia)
- Doença e m
recém-nasc idos (nitrato)
- Poluição d a água
subterrânea
r.itogê-
IlliVS
Col i formes
- Doenças d e ve icu lação
hídr ica
Khilória Pest ic idas
• 'ii//lnica A lguns
Mo biode- de tergentes
tinidàvel Outros
Toxicidade (vários)
• Espumas (detergentes)
Redução da transferência
d e ox igênio (detergentes)
Não b iodegradab i l i dade
Maus odores (ex: fenóis)
Mohlis
i»>'-idos
Elementos
especí f icos
(As. Cd, Cr,
Cu, Hg, Ni.
Pb, Zn etc)
• Toxic idade
Inibição d o tratamento
b io lóg ico dos esgotos
• Problemas na d ispos ição
d o lodo na agr icul tura
Contaminação da á g u a
subterrânea
Mihlas
lf\t 'it únicos
Ê$$olvidos
Sól idos
d isso lv idos
totais
Condut i -
v i dade
elétr ica
- Sal in idade excess iva -
prejuízo às p lantações
( i r r igação)
- lox ic idade a p lantas
(a lguns íons)
- Problemas de
permeab i l i dade do solo
(sódio)
xx: médio em branco: usualmente não importante
N<<\ lif.v de qualidade das águas 4 7
No presente texto, maior atenção é dada ao equacionamento da poluição dos
esgotos domésticos, através do seu adequado tratamento. Dentro deste enfoque, a
maior ênfase é dada ao tópico do consumo de oxigênio dissolvido, o qual, apesar de
já equacionado nos países desenvolvidos, constitui-se possivelmente no principal
problema de poluição das águas em nosso país. No entanto, são enfocados também
os outros poluentes típicos dos esgotos domésticos, ou seja, patogênicos e nutrientes.
Existem basicamente duas formas em que a fonte de poluentes pode atingir um
corpo d'água (ver Figura 7.1):
• poluição pontual
• poluição difusa
Na poluição pontual, os poluentes atingem o corpo d'água de forma concentrada
no espaço. Um exemplo é o da descarga em um rio de um emissário transportando
os esgotos de uma comunidade.
Na poluição difusa, os poluentes adentram o corpo d'água distribuídos ao longo
de parte da sua extensão. Tal é o caso típico da poluição veiculada pela drenagem
pluvial natural, a qual é descarregada no corpo d'água de uma forma distribuída, e
não concentrada em um único ponto,
P O L U I Ç Ã O P O N T U A L
fl DESCARGA
| CONCENTRADA
CURSO DÁGUA " *
P O L U I Ç Ã O DIFUSA
DESCARGA
DISTRIBUÍDA
==ÀMMÁJJ=============
CURSO DÁGUA *
F ig . 7.1. Po lu ição pontua l i; po lu ição d i fusa
O enfoque do presente texto é para o controle da poluição pontual por meio do
tratamento dos esgotos previamente coletados e transportados. Nos países desenvol-
vidos, grande atenção tem sido dada à poluição difusa, pelo fato dos lançamentos
pontuais já terem sido em grande parte equacionados. Entretanto, nas nossas condi-
ções, há praticamente tudo a se fazer ainda em termos do controle da poluição pontual
originária de cidades e indústrias.
4 8 Introdução à qualidade deis águas e ao tratamento de esgotos
7.2. Quantificação das cargas poluidoras
Para a avaliação do impacto da poluição e da eficácia das medidas de controle, é
necessária a quantificação das cargas poluidoras afluentes ao corpo d'água. Para
lanto, são necessários levantamentos de campo na área em estudo, incluindo amos-
tragem dos poluentes, análises de laboratório, medição de vazões e outros. Caso não
Mija possível a execução de todos estes itens, pode-se complementar com dados de
literatura, informações típicas a serem obtidas em um levantamento sanitário dc uma
bacia hidrográfica são (Mota, 1988):
• Dados físicos da bacia: aspectos geológicos; precipitação pluviométrica e escoa-
mento; variações climáticas; temperatura; evaporação etc.
• Informações sobre o comportamento hidráulico dos corpos d'água: vazões máxi-
ma, média e mínima; volumes de reservatórios; velocidades de escoamento;
profundidade etc.
« Uso e ocupação do solo: tipos; densidades; perspectivas de crescimento; distritos
industriais; etc.
• Caracterização sócio-econômica: demografia; desenvolvimento econômico etc.
• Usos múltiplos das águas.
• Requisitos de qualidade para o corpo d'água.
• Localização, quantificação e tendência das principais fontes poluidoras.
• Diagnóstico da situação atual da qualidade da água: características físicas,
químicas c biológicas.
Como comentado, de maneira geral, os poluentes são frequentemente originários
tl.is seguintes fontes principais:
• i-sgotos domésticos
• despejos industriais
• escoamento superficial,
t - área urbana
I - área rural
A quantificação dos poluentes deve ser apresentada em termos de carga. A carga
r r vpressa em termos de massa por unidade de tempo, podendo ser calculada por um
•I"'. seguintes métodos, dependendo do tipo de problema em análise, da origem do
poluente e dos dados disponíveis (nos cálculos, converter as unidades para se
luibalhar sempre em unidades consistentes, como por exemplo, kg/d):
• carga = concentração x vazão
• enrga = contribuição per capita x população
• carga = contribuição por unidade produzida (kg/unid produzida) x produção (unid
produzida)
I carga = contribuição por unidade de área (kg/km2.dia) x área (km2)
wfoçÒes de qualidade das águas 4 9
Esgotos domésticos e industriais:
carga = concentração x vazão
concentração {g/m"). vazão (mVd)
carga (kg/d)= x.000 (g/kg)
Obs: g/nr = mg/l
Esgotos domésticos:
carga = população x carga per capita
/, / » população (hab). ca rua per capita (g/hab.d)
carga (kg/d) = - , .000
Esgotos industriais:
carga = contribuição por unidade produzida x produção
carga (kg/d) = contribuição por unidade produzida (kg/unid) xprodução (unid/d)
Drenagem superficial:
carga = contribuição por unidade de área x área
carga (kg/d) = contribuição por unidade de área (kg/km2.d) x área (km2)
*
! 5 0 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
CAPÍTULO 2
Características das águas residuárias
1. CARACTERIZAÇÃO DA QUANTIDADK DE ESGOTOS
1.1. Preliminares
Os esgotos oriundos de uma cidade e que contribuem à estação de tratamento de
esgotos são basicamente originados cie três fontes distintas:
• esgotos domésticos (incluindo residências, instituições e comércio);
• águas de infiltração
• despejos industriais (diversas origens e tipos de indústrias).
No Brasil adota-se predominantemente o sistema separador de esgotamento
sanitário, o qual separa as águas pluviais em linhas de drenagem independentes e que
não contribuem à ETE. Em outros países, no entanto, adota-se o sistema combinado,
no qual os esgotos e as aguas pluviais são veiculadas conjuntamente peio mesmo
.sistema (ver Figura 1.1), Neste caso, o dimensionamento da ETE tem de levar em
consideração a parcela correspondente às águas pluviais. No presente texto considc-
ra-se apenas os três componentes listados acima.
Para a caracterização, tanto quantitativa, quanto qualitativa, dos esgotos afluentes
ii ETE, é necessária a análise em separado de cada um destes três itens.
1.2. Vazão domestica
1.2.1. Preliminares
O conceito de vazão doméstica engloba usualmente os esgotos oriundos dos domi-
• ilios, bem como de atividades comerciais e institucionais normalmente componentes
de uma localidade. Valores mais expressivos originados de fontes pontuais significa-
tivas devem ser computados em separado, e acrescentados aos valores globais.Normalmente a vazão doméstica de esgotos é calculada com base na vazão de
agua da respectiva localidade. Tal, por sua vez, é usualmente calculada em função da
população de projeto e de um valor atribuído para o consumo médio diário de água
• le um indivíduo, denominado Quota Per Capita (QPC).
Antes de se apresentar as fórmulas e os parâmetros de cálculo, é importante
observar que para o projeto dc uma estação de tratamento de esgotos não basta
considerar apenas a vazão média. É necessária também a quantificação dos valores
mínimos e máximos de vazão, por razões hidráulicas e de processo.
1 iihu terísticas das águas residuárias 51
SISTEMA SEPARADOR
'i, - ' i, \ \ REDE PLUVIAL
SISTEMA COMBINADO
Fig .1 .1 . Sistemas de esgotamento separador e c o m b i n a d o
1.2.2. Consumo médio de água
Como comentado, a vazão doméstica é função do consumo de água. Valores
típicos da quota per capita de água para populações dotadas de ligações domiciliares
encontram-se apresentados no Quadro 1.1.
Quadro 1.1 Consumo per capita de águn
Porte d a comun idade Faixa d a popu lação (hab) Consumo per capi ta (QPC) ( l /hab.d)
Povoado rural < 5 ,000 9 0 - • 140
Vila 5 . 0 0 0 - 10.000 100- 160
Pequena loca l idade 10.000 - 50.000 110- 180
C idade m é d i a 50.000 - 250.000 120- 220
C idade g rande > 250.000 150- 300
Fönte: Adaptado de CETESB (1977; 1978), Barnes et al (1981), Dahlhaus & Damrath (1982). Hosang & Bischof (1984)
! 52 introdução à í / i i a l i t l i u l i ' d a s águas c ao tratamento de esgotos
() Quadro 1.2 apresenta diversos fatores que influenciam no consumo de água.
t Uiinlro 1.2 Fatores de influência 110 consumo de água
Fator de influência Comentário
1 Inn,i Climas mais quentes e secos induzem a um maior consumo
1 111 k! da comunidade Cidades maiores geralmente apresentam maior QPC
I IH i i l ições econômicas da comunidade Um melhor nível econômico associa-se a um maior consumo
' (MU de industrial ização Local idades industrializadas apresentam maior consumo
(1ni l ição do consumo residencial A presença de medição inibe um maior consumo
1 1 iii,to da ãgua Um custo mais elevado reduz o consumo
Cu ' isão da água Elevada pressão induz a maiores gastos
1 •"I • las no sistema Perdas implicam na necessidade de uma maior produção de água
Os dados listados no Quadro 1.1 são simplesmente valores médios, estando
Mijcitos a todas as variabilidades decorrentes dos fatores listados no Quadro 1.2.
Campos e von Speriing (1995) obtiveram, para esgotos predominantemente
domiciliares, oriundos de nove sub-bacias de Belo Horizonte, a relação expressa na
l quação 1.1 entre quota per capita de água e rendimento familiar mensal médio (em
IH micro de salários mínimos) (ver Figura 1.2). Tais relações foram oriundas de dados
t>|itidos pela COPASA-MG (1988). Naturalmente que os dados guardam uma espe-
1 ilicidade regional, necessitando de cautela para a sua extrapolação para outras
1 «adições.
Renda
! ' / ( «™<i = (1.1)
A 0,021 + 0,003 X Renda
Olide:
t ij'(' = quota per capita de água (1/hab.d)
Fenda = renda familiar mensal média (número de salários mínimos) (salário
mínimo em 1995: US$ 100 por mês)
(>s Quadros 1.3 e 1.4 apresentam faixas de valores médios de consumo de ãgua
ils diversos estabelecimentos comerciais e institucionais. Tais informações, que
devem ser usadas apenas na ausência de dados mais específicos, são particularmente
iHr is ao se dimensionar estações de tratamento dos esgotos de pequenas comunidades,
• IH que a contribuição de algum estabelecimento principal possa ter importância no
1 fimputo geral das vazões.
1 iihu terísticas das águas residuárias 5 3
CONSUMO PER CAPITA vs NÚMERO DE SALÁRIOS MÍNIMOS
y=x/({0,021 )+(0,003)*x)
300
TJ
I 250
í EE 200 <
o
a. 150
UJ Q.
0 100
1 50
O
o
o
0 4 8 12 16 20
NÚMERO DE SALÁRIOS MÍNIMOS
l7 ig. 1.2. C o n s u m o per capi ta de água ( l /hnb.d) e m função da renda fam i l i a r (consumo d o m i c i l i a r )
Quadro 1.3 Consumo de água típico de alguns estabelecimentos comerciais
Estabelec imento Un idade Faixa de Vazão (l /unid.d)
Aeropor to Passageiro 0 - 15
Alo jamento Residente 8 0 - 150
Banheiro púb l ico Usuár io 1 0 - 2 5
Bar Freguês S - 15
Cinema/teatro Assento 2 - 10
Escritório Empregado 3 0 - 7 0
Hotel Hóspede 100 - 200
Empregado 3 0 - 5 0
Indústr ia (esgotos saní l .apenas) Empregado 5 0 - 8 0
Lanchonete Freguês 4 - 2 0
Lavander ia - comerc ia l Máquina 2.000 - 4.000
Lavander ia - automát ica Máqu ina 1.500 - 2.SOO
Loja Banheiro 1,000 - 2.000
Empregado 3 0 - 5 0
Loja d e depar tamento Banheiro 1 . 6 0 0 - 2 . 4 0 0
Empregado 3 0 - 5 0
m z de área 5 - 12
Posto de gasol ina Veiculo serv ido 2 5 - 5 0
Restaurante Refeição 1 5 - 3 0
Shopp ing center Empregado 3 0 - 5 0
m 2 de área 4 - 10
Fonte:EPA (1977). Hosang s Bischof (1984). Tchobanogloiis <i Mnironrlm (10H5) (Jar.im (1985). Metcalf & Erfdy (1991)
NBR-7329/93
5 4 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
(Quadro 1.4 Consumo de água típico de alguns estabelecimentos institucionais
Estabelecimento Un idade Faixa de Va/ iV) (l/mm I i I)
200 - 450
20-60 ( l lnica de repouso
Residente
Empregado
I »cola
i o m lanchonete, ginásio, chuveiros
i im lanchonete, sem ginásio e chuveiros
,i 'm lanchonete, g inásio e chuveiros
Fstudante
Estudante
Estudante
5 0 - 1 0 0
4 0 - 8 0
20-60
I li ispital
Leito
Empregado
3 0 0 - 1000
20-60
Detento
Empregado
200 - 500
20-60
i M!«TEPA(1977). Hosang e Bischot (1984), Tchobanoglous e Schroeder (1985), Qasim (1985), Metcalf & Eddy (1991)
1.2.3. Vazão media de esgotos
De maneira geral, a produção de esgotos corresponde aproximadamente ao
• onsumo de água. No entanto, a fração de esgotos que adentra a rede de coleta pode
• nriar, devido ao fato de que parte da água consumida pode ser incorporada à rede
pluvial (ex: rego de jardins e parques). Outros fatores de influência em um sistema
eparador absoluto são: (a) a ocorrência de ligações clandestinas dos esgotos à rede
pluvial, (b) ligações indevidas dos esgotos à rede pluvial e (c) infiltração. Este último
ponto encontra-se abordado separadamente no Item 1.2.5.
A fração da água fornecida que adentra a rede de coleta na forma de esgoto é
.lenominada coeficiente de retorno (R: vazão de esgotos/vazão de água). Os valores
i ipicos de R variam de 60% a 100%, sendo que um valor usualmente adotado tem
ido o de 80% (R=0,8).
O cálculo da vazão doméstica média de esgotos é dado por:
(1.2)
IUI
Pop . QPC . R
86400 (/A)
(1.3)
onde:
(>dm(;ci = vazão doméstica média de esgotos (mVd ou l/s)
(>I'C = quota per capita de água - ver Quadro I. I (1/hab.d)
l\ - coeficiente de retorno esgoto/água
1 iihu terísticas das águas residuárias 5 5
1.2.4. Variações de vazão. Vazões máxima e mínima
O consumo de água e a geração de esgotos em uma localidade variam ao longo
do dia (variações horárias), ao longo dn semana (variações diárias) e ao longo do ano
(variações sazonais).
A Figura 1.3 apresenta um hidrograma típico da vazão afluente a uma ETE, ao
longo do dia. Fode-se observar os dois picos principais: o pico do início da manhã
(mais pronunciado) e o pico do início da noite (mais distribuído). A vazão média
diária e aquela na qual as áreas acima e abaixo do valor médio se igualam.
HIDROGRAMA TÍPICO EM UMA ETE
horas do dia
Fig. 1.3. I lidrograma típico da vazão afluente a uma estação dc tratamento dc esgotos
Tem sido prática corrente a adoção dos seguintes coeficientes de variação da vazão
média de água (CETESB, 1978; Azevedo Neto e Alvarez, 1977):
Ki = 1,2 (coeficiente do dia de maior consumo)
K2 = 1,5 (coeficiente da hora de maior consumo)
Âj= 0,5 (coeficiente da hora de menor consumo)
Assim, as vazões máxima e mínima de água podem ser dadas pelas fórmulas:
Qclmáx = Qdméd- K1 . Kl — 1,8 Qd„u,\ (1 .4)
Qdmin = Qdméd-^3 = 0,5 Qdmf(\ (1.5)
Caso haja condições de se efetuar medições de vazão, de forma a se compor o
hidrograma cobrindo as variações sazonais, deve-se adotar os dados específicos
! 5 6 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
obtidos para a situação em estudo. Os coeficientes Ki, K.2 e K? são gcncrali/tnln
podendo não reproduzir com fidelidade a variação de vazão na localidade cm J I I U I I M
Valores super ou subdimensionados afetam diretamente o desempenho i m i
econômico da estação em projeto.
Ao se pensar em termos das variações horárias das vazões de esgoto, deve si- levai
cm consideração que as flutuações são amortecidas ao longo da rede coletora. !*) fácil
conceber-se que quanto maior a recle (ou a população), menores serão as chances das
vazões dc pico se superporem simultaneamente na entrada da estação. Assim, o ieni| >0
<le residência na rede coletora tem uma grande influência no amortecimento dos picos
de vazão. Baseado neste conceito, alguns autores desenvolveram fórmulas para
correlacionar os coeficientes de variação com a população, ou com a vazão média
(Quadro 1.5).
Quadro 1.5 Coeficientes de variação horária da vazão de esgotos
OniWQméd Qmir/ Oméd Autor Referência
t + ( 1 4 /(4 + JP)) Harmon Qas im (1985)
5 P - 0 . 1 6 Q 2 P 0,16 Gitft Fair et al (1973)
Notas:
P = população. em milhares
A lórmuta de Gitfl è indicada para P í 200 (população < 200.000 hab)
A título de ilustração, apresentam-se os coeficientes calculados pelas fórmulas
acima, para diferentes populações:
_ , , OmAx/Orréd ~
População O m „ / O r r É d
Harmon Gitft
1.000 3,8 5,0 0,20
10.000 3,0 3.4 0.29
100.000 2,0 2,3 0.42
1.000.000 1,4
De acordo com esta abordagem, observa-se que mesmo o produto dos coeficientes
K| e K.2, utilizado para o abastecimento de água, e frequentemente adotado como 1
pode induzir a uma relação QmWQméd subestimada, para uma ampla faixa dc
populações.
1.3. Vazão dc infiltração
A infiltração no sistema de esgotamento ocorre através de lubos defeituosos,
conexões, juntas ou paredes de poços de visita. A quantidade de água infiltrada
Características das águas residuárias
I
5 7
depende de diversos fatores, como extensão da rede coletora, área servida, tipo de
solo, profundidade do lençol freático, topografia e densidade populacional (número
de conexões por unidade de área) (Metcalf & Eddy, 1991).
A laxa de infiltração é normalmente expressa em termos de vazão por extensão
de rede coletora ou área servida, isto quando não se dispõe de dados específicos locais.
Valores médios usualmente utilizados têm sido da ordem de 0,3 a 0,5 l/s.km, o que
por vezes pode significar valores elevados da vazão de infiltração, no caso de baixas
densidades populacionais.
No cálculo da vazão total afluente à ETE, pode-se considerar, para condições de
vazão média e máxima, o valor médio da infiltração. Para condições de vazão mínima,
pode-se excluir a infiltração, caso se deseje ficar a favor da segurança (no caso da
vazão mínima, a segurança se posiciona no sentido dc se estabelecer a menor vazão).
1.4. Vazão industrial
A vazão de esgotos advinda dos despejos industriais é função precípua do tipo e
porte da indústria, processo, grau de reciclagem, existência de pré-tratamento etc.
Desta forma, mesmo no caso de duas indústrias que fabriquem essencialmente o
mesmo produto, as vazões dc despejos podem ser bastante diferentes entre si.
No caso da existência de indústrias representativas, contribuindo à rede pública
e, em decorrência, à estação de tratamento, é dc grande importância uma adequada
avaliação das respectivas vazões, já que os despejos industriais podem exercer uma
grande influência no projeto e operação da ETE. Deve-se procurar obter dados
específicos de cada indústria mais significativa, através de cadastros industriais
tirientados no sentido dc se extrair dados de interesse para o projeto. Com relação ao
consumo de água c à geração de despejos, deve-se obter, pelo menos, as seguintes
informações das indústrias principais:
• Consumo de água
volume consumido total (por dia ou mês)
- volume consumido nas diversas etapas do processamento
- recircul ações internas
- origem da água (abastecimento público, poços etc)
- eventuais sistemas de tratamento da água internos
• Produção de despejos
- vazão total
- número de pontos delançamento (comaetapa do processo associadaacadaponto)
- regime dc lançamento (contínuo ou intermitente; duração e frequência) de cada
ponto de lançamento
- ponto(s) de lançamento (rede coletora, curso d'água)
- eventual mistura dos despejos com esgotos domésticos e águas pluviais
Adicionalmente, sempre que possível, deve-se proceder a medições da vazão
! 5 8 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
ETFES-Biblioteca
efluente, de modo a registrar o padrão de descarga e suas variabilidades.
Caso não se disponha de informações específicas da indústria, o Quadro I .(•> podi
servir como uma orientação inicial para a estimativa da sua provável faixa de va/ao
Os valores são apresentados em termos do consumo de água por unidade de produto
manufaturado. Por simplicidade, pode-se admitir que a vazão de esgotos seja igual
ao consumo de água.
Pode-se observar pelo Quadro Í .6 a grande variabilidade de consumo para um
mesmo tipo de indústria. No caso de não se dispor de dados específicos sobre a
indústria em análise, deve-se consultar referências bibliográficas relativas ao proces-
so industrial em foco. O quadro apresentado visa dar apenas um ponto de partida no
caso de estudos mais superficiais ou generalizados.
O padrão de lançamento dos despejos industriais, ao longo do dia, não segue o
Indrograma da vazão doméstica, variando substancialmente de indústria para indús-
tria. Os picos industriais não coincidem necessariamente com os picos domésticos,
ou seja, a vazão máxima total (doméstica + industrial) costuma ser, na realidade,
inferior ao somatório simples das vazões máximas. Caso na legislação de lançamento
haja algum critério de limitação da vazão máxima industrial para lançamento na rede
de coleta (ex: 1,5 vezes a vazão média), pode-se considerar, por segurança, que os
máximos se superpõem. Desta forma, a vazão máxima total será a soma das máximas
doméstica e industrial.
2. CARACTERIZAÇÃO DA QUALIDADE DOS ESGOTOS
2.1. Parâmetros de qualidade
Os esgotos domésticos contêm aproximadamente 99,9% de água. A fração
restante inclui sólidos orgânicos e inorgânicos, suspensos e dissolvidos, bem como
microrganismos. Portanto, é devido a essa fração de 0,1% que há necessidade de se
tratar os esgotos.
A característica dos esgotos c função dos usos à qual a água foi submetida. Esses
lisos, e a forma com que são exercidos, variam com o clima, situação social e
econômica, e hábitos da população.
No projeto de uma estação de tratamento, normalmente não há interesse em se
determinar os diversos compostos dos quais a água residuáriaé constituída. Isto, não
só pela dificuldade em se executar vários destes testes em laboratório, mas também
peto fato dos resultados em si não serem diretamente utilizáveis como elementos de
projeto e operação. Assim, é preferível a utilização de parâmetros indiretos que
traduzam o caráter ou o potencial poluidor do despejo em questão. Tais parâmetros
definem a qualidade do esgoto, podendo ser divididos em três categorias: parâmetros
físicos, químicos e biológicos.
Características das águas residuárias
Quadro 1.6 Vazão específica média dc algumas indústrias
Ramo
!
Tipo Un idade Consumo de água por
un idade (m 3 1unid) ( ' )
Frutas e legumes e m conservas 1 ton conserva 4-50
Doces 1 ton produto 5-25
Açúcar de cana 1 ton açúcar 0 , 5 - 10,0
Matadouros 1 boi ou 2,5 porcas 0,3-0,4
Laticínios (leite) 10001 leite 1-10
Altmenlicid Laticínios (quei jo ou mante iga) 1000 I leile 2 -10
Margar ina 1 ton margar ina 20
Cervejaria 1000 I cerveja 5 -20
Padar ia 1 ton pão 2-4
Refr iqerantes 1000 I refr igerante 2-5
A lgodão 1 ton produto 120-750
Lã 1 ton produto 500-600
Rayon 1 Ion produto 25-60
Têxtil Nylon 1 ton produto 100-150
Polyester 1 ton produto 60-130
Lavander ia da 13 1 ton lâ 20-70
Tinturaria 1 Ion produto 20-60
Couro e curtume
Curtume 1 ton pele 20-40 Couro e curtume
Sapa lq 1000 pares sapato 5
Fabr icação d e f io lpn 1 ton b i o d u t o 15-200
Pn/nD a naníí/ Embranquoni r r inn lo r l i pn t |M 1 ton p rodu to 80-200
1 LJIfJCI C f-lcif-lcl Fabr icação de pape l 1 ton p rodu to 30-250
Polpa e pape l in tegrados 1 ton p rodu to 200-250
Tinta 1 e m p r e g a d o 110 l/d
Vidro 1 ton v idro 3 -30
Sabão 1 ton sabão 25-200
Ác ido , base, sal 1 ton cloro 5 0
Borracha 5 ton produto 100-150
Borracha sintét ica 1 Ion produto 500
Indústrias Refinaria de petróleo 1 barri l (117 I) 0,2-0,4
químicas Detergente 1 ton produto 13
Amón ia 1 ton produto 100-130
Dióxido de ca rbono 1 ton produto 60-90
gasol ina 1 ton produto 7-30
Lactose 1 ton produto 600-800
Enxofre 1 ton produto 8 -10
Produtos farmacêut icos (vi taminas) 1 ton produto 10-30
Prnrít/tnç Mecân ica fina, ót ica, eletrônica 1 empregado 20-40 l/d
manufaturados Cerâmica f ina 1 empregado 40 l/d manufaturados
Indústr ia de máqu inas 1 empreaado 4 0 l/d
Fund ição 1 ton gusa 3-8
Laminação 1 ton produto 8 -50
Metalúrgicas Forja 1 ton produto 8 0
Depos ição eletrolítíca de metais 1 m 3 d e so lução ( - 25
indústr ia de chapas, ferro e aco 1 empregado 60 l /d
Minerações
Ferro 1 m minério lavado 16 Minerações
Carvão 1 ton carvão 2-10
(•) consumo em m3 par unidade produzida ou l/d por empregado FonleCETESB (1976). Downing (1978). Arcetvala (1981).
Hosang e Bischo) (1984). Imholt e Imhotl (1985). Melcalf & Eddy (1991), Dsrisio(1992)
! 6 0 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
SÓLIDOS NOS ESGOTOS
^ ÁGUA
SÓLIDOS POLUIÇÃO
TRATAMENTO
I i^. 2 . 1 . S ó l i d o s n o s e s g o t o s
2.2. Principais características das águas residuárias
Os Quadros 2.1,2.2 e 2.3 apresentam as principais características físicas, químicas
c biológicas dos esgotos domésticos.
<Juadro 2.1 Principais características físicas dos esgotos domésticos
Parâmetro Descr ição
• L igei ramente superior à da água de abastec imento
Var iação conforme as es tações do ano (mais estável que a temperatura do ar)
Inf luência na at iv idade microb iana
Inf luência na solubi l idade dos gases
Inl luência na v iscos idade d o l íquido
Temperatura
Cor
Esgoto fresco: l igeiramente c inza
Esgoto sépt ico: c inza escuro ou preto
Esgoto fresco: odor oleoso, relat ivamente desagradáve l
Esgoto sépt ico: odor fét ido (desagradável ) , dev ido ao gás sulfídrico e a outros
produtos da decompos ição
Despe jos industriais: odores característ icos
Odor
Causada por uma grande var iedade de sól idos e m suspensão
Esgotos mais f rescos ou mais concentrados: gera lmente maior turbidez
Turbidez
Fonte: adaptado de Qasim (1985)
1 iihu terísticas das águas residuárias 6 1
Quadro 2,2 Principais características químicas dos esgotos domésticos
Parâmetro Descr ição
SÓLIDOS TOTAIS Orgânicos e inorgânicos: suspensos e dissolvidos; sedimentáveis.
• Em suspensão - Fração dos sólidos oígânicos e inorgânicos que não são filtráveis (não dissolvidos),
- Fixos - Componen tes minerais, não incineráveis, inertes, dos sól idos e m suspensão.
- Voláteis - Componen tes o rgân icos dos sól idos e m suspensão
• Dissolvidos - Fração dos sól idos orgânicos e inorgânicos que são fi ltráveis
Normalmente cons iderados c o m d imensão inferior a 10"3
- Fixos - Componen tes minerais dos sól idos dissolv idos
- Voláteis - Componen tes o rgân icos dos sól idos dissolv idos
• Sedimentáveis - Fração dos sólidos orgânicos e inorgânicos que sedimenta e m 1 hora no cone
Imhoff- Indicação aproximada da sedimentação e m um turique de decantação.
MATÉRIA ORGÂNICA Mistura heterogênea de d iversos compos tos orgânicos. Pr incipais
componentes : proteínas, carboidratos e lipídios.
• Determinação indireta
-DBO$ - Demanda Bioquímica de Oxigênio. M e d i d a a 5 dias, 20°C Está assoc iada à
f ração b iodegradáve l dos componen tes o rgân icos carbonáceos. É uma
m e d i d a d o oxigênio consumido a p ó s 5 dias pe los microrgan ismos na
estabi l ização b ioquímica da matér ia orgânica.
-DQO D e m a n d a Química de Oxigênio Representa a quant idade de ox igênio
requer ida para estabil izar qu imicamente a matéria o rgân ica ca rbonácea .
Util iza fortes agentes oxidantes e m cond ições ácidas.
- DBO última • D e m a n d a Última de Oxigênio. Representa o consumo total de oxigênio, ao
final de vários dias, requer ido pelos microrganismos para a estabi l ização
b ioquímica da matér ia orgânica.
• Determinação direta
-COT - Carbono Orgânico Total, É uma med ida direta da matéria orgânica carbonácea,
É determinado através da conversão do carbono orgân ico a gás carbón ico .
NITROGÉNIO TOTAL 0 nitrogênio total inclui o nitrogênio orgânico, amónia, nitrito e nitrato. É um
nutriente indispensável para o desenvolvimento dos mictorganismos no
tratamento biológico. O nitrogênio orgânico e a amónia compreendem o
denominado Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK).
• Nitrogênio orgânico - Ni t rogênio ria lo ima de proteínas, aminoác idos e uréia
• Amónia Produzida c o m o pr imeiro estágio d a decompos i ção do ni trogênio orgânico.
• Nitrito - Estágio intermediár io da ox idação da amónia. Prat icamente ausente no
esgoto bruto.
• Nitrato - Produto final da ox idação da amónia. Piat inamente a i r . cn te no esqoto bruto
FÓSFORO O fósforo total existe na forma orgânica «inorgânica. 1 um nutriente
indispensável no tratamento biológicu.
• Fósforo orgânico Comb inado á matéria o rgân ica
• Fósforo inorgânico Ortofoafato (; po l i fosf ; i lo t
PH Indicador das características ácidas ou básicas do esgoto. Uma solução ó
neutra em pH 7. Os processos de oxidação biológica normalmente tendem a
reduzir o pH
ALCALINIDADE Indicador da capacidade tampão do meio (resistência ás variações do pH).
Devido à presença de bicarbonato, carbonato e Ion hidroxila (OH').
CLORETOS Provenientes da água de abastecimento e dos dejetos humanos.
ÓLEOS E GRAXAS Fração da matéria orgânica solúvel em hexanos. Nos esgotos domésticos, as
fontes são óleos e gorduras utilizados nas comidas.
Fonte: adoptado de Arceivala(1901), Oasim (1985), Metcalt & Eddy (1391)
! 62 introdução à í/iialitliuli' d a s águas c ao tratamento de esgotos
i iii:»lr<> 2.3 Principais microrganismos presentes nos esgotos
Microrganismo Descr ição
- Organ ismos protistas unicelulares.
- Apresentam-se e m várias formas e tamanhos.
- São os pr inc ipais responsáveis pela estabi l ização da matér ia orgân ica
- A lgumas bactér ias sao patogênicas, causando pr inc ipalmente doenças intestinais.
Dactérias
- Organ ismos aeróbios, muit icelulares, não fotossintét icos, heterotról icos.
- Também de grande impor tânc ia na decompos ição da matéria orgânica,
• Podem crescer e m cond ições de baixo pH.
Fungos
- Organ ismos unicelulares sem parede celular.
- A maior ia é aeróbia ou facultat iva.
• A l imentam-se de bactér ias, a lgas e outros microrganismos.
- São essencia is no tratamento b io lóg ico para a manutenção de um equi l íbr io entre
os d iversos grupos,
- A lguns são patogênicos. _
Protozoários- Organ ismos parasitas, to rmados pela associação d b mausrial genét ico (DNA o u
RNA) e uma ca rapaça proteica.
- C a u s a m doenças e p o d e m ser de difícil rgmoçf lo no tratarnonto da á g u a ou do
esgoto .
Vírus
Helmintos
- Animais superiores,
- Ovos d e helmintos presentes nos esgotos p o d e m causar doença:; .
I < me: Silva e Mara (1979), Tchobarioglous e Schroeder {1985), Metcall 4 Eddy (1991)
2.3. Principais parâmetros
2.3.1. Preliminares
Os principais parâmetros relativos a esgotos predominantemente domésticos a
merecerem destaque especial face à sua importância são:
• sólidos
• indicadores de matéria orgânica
• nitrogênio
• fósforo
• indicadores de contaminação fecal
2.3.2. Sólidos
Todos os contaminantes da água, com exceção dos gases dissolvidos, contribuem
para a carga de sólidos. Os sólidos podem ser classificados de acordo com (a) o seu
tamanho e estado, (b) as suas características químicas e (c) a sua decantabilídade:
Características das águas residuárias
Sólidos nos esgotos
• classificação por tamanho e estado
- sólidos em suspensão
- sólidos dissolvidos
• classificação pelas características químicas
- sólidos voláteis
- sólidos fixos
• classificação pela decantabilidade
- sólidos em suspensão sedimentáveis
- sólidos em suspensão não sedimentáveis
a) Classificação por tamanho
No Item 4.2 do Capitulo 1 descreveu-se a principal separação entre os sólidos,
tendo por base o seu tamanho. No caso específico de esgotos, pode-se adotar uma
classificação mais simplificada, distinguindo-se principalmente os seguintes dois
tipos dc sólidos:
- sólidos dissolvidos
- sólidos em suspensão
b) Classificação pelas características químicas
Ao se submeter os sólidos a uma temperatura elevada (550"C), a fração orgânica'
é oxidada (volatilizada), permanecendo após a combustão apenas a fração inerte (não
oxidada). Os sólidos voláteis representam uma estimativa da matéria orgânica nos
sólidos, ao passo que os sólidos não voláteis (fixos ou ineriQi) representam a matéria
inorgânica ou mineral. Assim, tem-se, em resumo:
sólidos voláteis (matéria orgânica)
/
Sólidos totais
sólidos fixos (matéria inorgânica)
c) Classificação pela decantabilidade
Consideram-se como sólidos sedimentáveis aqueles que sejam capazes de sedi-
mentar no período de 1 hora. O valor é expresso na unidade de ml/l, medido num
recipiente denominado cone Tmhoff. A fração que não se sedimenta representa os
sólidos não sedimentáveis (usualmente não expressos nos resultados de análise).
A Figura 2.2 mostra uma distribuição típica entre os diversos tipos de sólidos
presentes num esgoto bruto de composição média.
2.3.3. Matéria orgânica carbonácea
A matéria orgânica presente nos esgotos é uma característica de primordial
importância, sendo a causadora do principal problema de poluição das águas: o
64 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
DISTRIBUIÇÃO DOS SOLIDOS DO ESGOTO BRUTO
I i^ . 2.2. Dist r ibuição aproximada dos sólidos do esgoto bru lo (em termos de concentrações)
ronsumo de oxigênio dissolvido pelos microrganismos nos seus processos metabó-
licos de utilização e estabilização da matéria orgânica. As substâncias orgânicas
presentes nos esgotos são constituídas principalmente por (Pessoa e Jordão, 1982):
- compostos dc proteínas ( -40%);
- carboidratos ( -25 a -50%);
• gordura e óleos (-10%)
uréia, surfactantes, fenóis, pesticidas e outros (menor quantidade)
A matéria orgânica carbonácea (baseada no carbono orgânico) presente nos
esgotos afluentes a uma estação de tratamento dividc-sc nas seguintes frações:
Matéria orgânica nos esgotos
• classificação quanto à forma e tamanho
- em suspensão (particulada)
- dissolvida (solúvel)
• classificação quanto à biodegradabilidade
- inerte
- biodegradável
Em termos práticos, usualmente não há necessidade de se caracterizar a matéria
• »rgânica em termos dc proteínas, gorduras, carboidratos etc. Ademais, há uma grande
1 iihu terísticas das águas residuárias 6 5
dificuldade na determinação laboratorial dos diversos componentes da matéria orgâ-
nica nas águas residuárias, face à multiplicidade de formas e compostos em que a
mesma pode se apresentar. Neste sentido, podem ser adotados métodos diretos ou
indiretos para a determinação da matéria orgânica:
• Métodos indiretos; medição do consumo de oxigênio
- Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO)
- Demanda Ultima cie Oxigênio (DBO„)
- Demanda Química de Oxigênio (DQO)
• Métodos diretos: medição do carbono orgânico
- Carbono Orgânico Total (COT)
a) Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO)
O principal efeito ecológico da poluição orgânica em um curso d*água é o
decréscimo dos teores de oxigênio dissolvido. Da mesma forma, no tratamento de
esgotos por processos aeróbios, é fundamental o adequado fornecimento de oxigênio
para que os microrganismos possam realizar os processos metabólicos conduzindo à
estabilização da matéria orgânica. Assim, surgiu a idéia de se medir a "força" de
poluição de um determinado despejo pelo consumo de oxigênio que ele traria, ou
seja, uma quantificação indireta da potencialidade da geração de um impacto, e não
a medição direta do impacto em si.
Essa quantificação poderia ser obtida mesmo através de cálculos esteqinométricos
baseados nas reações de oxidação da matéria orgânica. Assim, no caso do substrato
ser, por exemplo, a glicose (C&HnOd), poder-se-ia calcular, na equação da respiração,
a quantidade de oxigênio requerida para oxidar a dada quantidade de glicose. Tal se
constitui no princípio da Demanda Teórica de Oxigênio (DTeO).
Na prática, no entanto, um obstáculo se apresenta como de difícil transposição: o
esgoto possui uma grande heterogeneidade na sua composição, e tentar estabelecer
todos os seus constituintes para, a partir das reações químicas de cada um deles,
calcular a demanda resultante de oxigênio, é totalmente destituído de praticidade.
Ademais, extrapolar os dados para outras condições não seria possível.
A solução encontrada foi a de se medir em laboratório o consumo de oxigênio
que um volume padronizado de esgoto ou outro líquido exerce em 11111 período de
tempo pré-fixado. Foi, assim, introduzido o importante conceito da Demanda Bio-
química de Oxigênio (DBO). A DBO retrata a quantidade de oxigênio requerida
para estabilizai: através de processos bioquímicos, a matéria orgânica carbonáceu.
E uma indicação indireta, portanto, do carbono orgânico biodegradável.
A estabilização completa demora, em termos práticos, vários dias (cerca de 20
dias ou mais para esgotos domésticos). Tal corresponde à Demanda Ultima de
Oxigênio (DBO„). Entretanto, para evitai' que o teste de laboratório fosse sujeito a
uma grande demora, e para permitir a comparação de diversos resultados, foram
efetuadas algumas padronizações:
- convencionou-se proceder à análise no 5" dia. Para esgotos domésticos típicos, esse
66 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
i unsumodo quinto dia pode ser correlacionado com o consumo total final < I >H< >,. >
determinou-se que o teste fosse efetuado à temperatura de 20"C, já que (empei alti
rns diferentes interferem 110 metabolismo bacteriano, alterando as relações entre ,1
I )BO de 5 dias e a DBO última.
Tem-se, desta forma, a DBO padrão, expressa por DBO;2". Neste texto, sempre
que se referir à DBO simplesmente, está-se implicitamente referindo à DBO padrão
Simplificadamente, o teste da DBO pode ser entendido da seguinte maneira: 110
dia da coleta, determina-se a concenlração de oxigênio dissolvido (OD) da amostra.
( nico dias após, com a amostra mantida em um frasco fechado e incubada a 20UC,
• li icrmina-se a nova concentração, já reduzida, devido ao consumo de oxigénio
durante o período.A diferença entre o teor de OD no dia zero e no dia 5 representa o
i>\igênio consumido para a oxidação da matéria orgânica, sendo, portanto, a DBO.s.
Assim, por exemplo, a amostra de um curso d'ãgua apresentou os seguintes resultados
(ver Figura 2.3):
DBO - Demanda Bioquímica de Oxigênio
OD = 7 mg/l cpp OD = 3 mg/l , „
DBO^ = 7 - 3 = 4 mg/t
DIA = 0 DIA = 5
I m- 2.3. Exemplo do conccilo da DBO?;"
No caso dos esgotos, alguns aspectos de ordem prática fazem com que o teste
•,ofra algumas adaptações. Os esgotos, possuindo uma grande concentração de
matéria orgânica, consomem rapidamente (bem antes de 5 dias) todo o oxigênio
dissolvido no meio líquido. Assim, é necessário efetuar-se diluições para reduzir a
concentração de matéria orgânica, possibilitando a que o consumo de oxigênio a 5
dias seja numericamente inferior no oxigênio disponível na amostra. Os esgotos
domésticos possuem uma DBO da ordem de 300 mg/l, ou seja, 1 litro de esgoto
t onsome aproximadamente 300 mg de oxigênio, em 5 dias, no processo de estabili-
zação da matéria orgânica carbonãcea.
As principais vantagens do teste da DBO, e ainda não igualadas por nenhum
outro teste de determinação de matéria orgânica, são relacionadas ao falo de que o
1 iihu terísticas das águas residuárias 6 7
toste da DUO permite:
;i indicação aproximada da fração biodegradável do despejo;
a indicação da taxa de degradação do despejo;
;i indicação da taxa de consümo de oxigênio cm função do tempo;
a determinação aproximada da quantidade de oxigênio requerido para a estabiliza-
ção biológica da matéria orgânica presente.
No entanto, as seguintes limitações são citadas (Marais e Ekama, 1976):
pode-se encontrar baixos valores de DBO? caso os microrganismos responsáveis
pela decomposição não estejam adaptados ao despejo;
- os metais pesados e outras substâncias tóxicas podem matar ou inibir os microrga-
nismos;
- há a necessidade da inibição dos organismos responsáveis pela oxidação da amónia,
para evitar que o consumo de oxigênio para a nitrificação (demanda nitrogenada)
interfira com a demanda carbonácea;
- a relação DBO11/DBO5 varia em função do despejo;
- a relação DBOu/DBOí varia, para um mesmo despejo, ao longo da linha de
tratamento da ETE;
- o teste demora 5 dias, não sendo útil para efeito de controle operacional de uma
estação de tratamento de esgotos.
Apesar das limitações acima, o teste da DBO continua a ter extensiva utilização,
parte por razões históricas, parte em função ainda de alguns dos seguintes pontos:
- os critérios de dimensionamento das unidades de tratamento são mais frequente-
mente expressos em termos da DBO;
- a legislação para lançamento de efluentes e, em decorrência, a avaliação do
cumprimento aos padrões de lançamento, é normalmente baseada na DBO.
Várias pesquisas têm sido dirigidas para a substituição da DBO por outros
parâmetros. Na área de instrumentação, há equipamentos tipo respirômetros que
fazem a medição automatizada ou que permitem reduzir o período requerido para o
lesle. No entanto, uma universalidade não foi ainda atingida quanto ao parâmetro ou
à metodologia, apesar de haver uma certa tendência atual para a utilização do teste
da DQO. Para manter consonância com a maior parte da literatura, o presente texto
mantém a DBO como parâmetro básico de dimensionamento.
b) Demanda Última de Oxigênio (DBOu)
A DBO5 corresponde ao consumo de oxigênio exercido durante os primeiros 5
dias. No entanto, ao final do quinto dia a estabilização da matéria orgânica não está
ainda completa, prosseguindo, embora em taxas mais lentas, por mais um período de
semanas ou dias. Após tal, o consumo de oxigênio pode ser considerado desprezível.
Neste sentido, a Demanda Última de Oxigênio corresponde ao consumo de oxigênio
exercido até este tempo, a partir do qual não há consumo representativo.
Para esgotos domésticos, considera-se, em termos práticos, que aos 20 dias de
teste a estabilização esteja praticamente completa. Pode-se determinar a DBOu,
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
jinrlanto, aos 20 dias. Conceitualmente, o teste é similar à DBO padrao dr > tli.i.
.ti inndo tão somente no que diz respeito ao tempo da determinação final do oxij'i mo
dissolvido.
() Quadro 2.5 apresenta faixas típicas do fator de conversão de DBO.s para DIU >,,
i r .rotos domésticos). Tal conversão é importante, pois vários processos de tratamen
I* • dc esgotos são dimensionados tendo por base a DBO„.
(Quadro 2.5 Faixas típicas da relação D B 0 u / D B 0 5
11 mie: Calculado a partir do coeficientes apresentados por Fair et al (1973). Arceivala (1981)
Vários autores adotam, de maneira geral, a relação DBO»,/DBO.s igual a 1,46. Isto
quer dizer que, caso se tenha uma DBO.s de 300 mg/l, a DBOu será igual a 1,46x300
* 438 mg/l.
c) Demanda Química de Oxigênio (DQO)
O teste da DQO mede o consumo de oxigênio ocorrido durante a oxidação
tmímica da matéria orgânica. O valor obtido é, portanto, uma indicação indireta do
leor de matéria orgânica presente.
A principal diferença com relação ao teste da DBO encontra-se claramente
presente na nomenclatura de ambos os testes. A DBO relaciona-se a uma oxidação
bioquímica da matéria orgânica, realizada inteiramente por microrganismos. Já a
DQO corresponde a uma oxidação química da matéria orgânica, obtida através de
um forte oxidante (dicromato de potássio) em meio ácido.
As principais vantagens do teste da DQO são:
o teste gasta apenas de 2 a 3 horas para ser realizado;
o resultado do teste dá uma indicação do oxigênio requerido para a estabilização
da matéria orgânica;
o teste não é afetado pela nitrificação, dando uma indicação da oxidação apenas da
matéria orgânica carbonácea (e não da nitrogenada).
As principais limitações do teste da DQO são:
110 teste da DQO são oxidadas, tanto a fração biodegradável, quanto a fração inerte
do despejo. O teste superestima, portanto, o oxigênio a ser consumido no tratamento
biológico dos despejos;
o teste não fornece informações sobre a taxa de consumo da matéria orgânica ao
longo do tempo;
certos constituintes inorgânicos podem ser oxidados e interferir no resultado.
(Características das águas residuárias 69
Or igem DBO„ /DBOs
Esgoto concen t rado
Esgoto de ba ixa concent ração
Efluente pr imár io
Efluente secundár io
1 . 1 - 1 . 5
1,2 - 1.6
1.2-1,6
1 , 5 - 3 , 0
Para esgotos domésticos brutos, a relação DQO/DBO.s varia em torno de 1,7 a
2,4. Para esgotos industriais, no entanto, essa relação pode variar amplamente.
Dependendo da magnitude da relação, pode-se tirar conclusões sobre a biodegrada-
bilidade dos despejos e do processo de tratamento a ser empregado (Braile e
Cavalcanti. 1979):
• relação DQO/DBOs baixa:
- a fração biodegradável é elevada
- provável indicação para tratamento biológico
• relação DQO/DBOs elevada:
- a fração inerte (não biodegradável) é elevada
- se a fração não biodegradável não for importante em termos de poluição
do corpo receptor: possível indicação para tratamento biológico
- se a fração não biodegradável for importante em termos de poluição do
corpo receptor: provável indicação para tratamento físico-qutmico
A relação DQO/DBOs varia também à medida que o esgoto passa pelas diversas
unidades da estação de tratamento. A tendência para a relação é de aumentar, devido
à redução paulatina da fração biodegradável, ao passo que a fração inerte permanece
aproximadamente inalterada. Assim, o efluente final do tratamento biológico possui
valores da relação DQO /DBO5 usualmente superiores a 3,0.
d) Carbono Orgânico Total (COT)
Neste teste, o carbono orgânico é medido diretamente, e não indiretamente
através da determinação do oxigênio consumido, como nos três testes acima. COTé
um teste instrumental, e tem se mostrado satisfatório em amostras com reduzidas
quantidades de matéria orgânica (Tchobanoglous e Schroeder, 1985). Tal é o caso,
principalmente, de corpos d'água. O teste do COT mede todo o carbono liberado na
forma de CO2. Para garantir que o carbono sendo medido seja realmente o carbono
orgânico, as formas inorgânicas de carbono (como CO2, HCOi etc) devem ser
removidas antes da análise ou corrigidas quando do cálculo (Eckenfelder, 1980).
e) Relação entre os parâmetros representativos do consumo de oxigênio
Dada uma amostra de esgoto, a relação usual entre os principais parâmetros
representativos do consumo de oxigênio para a estabilização da matéria orgânica
(DBO.s, DBO i! e DQO) dá-se, aproximadamente, como indicado na Figura 2.4.
2.3.4. Nitrogênio
Dentro do ciclo do nitrogênio na biosfera, este alterna-se entre várias formas e
estados de oxidação, como resultado de diversos processos bioquímicos. No meio
aquático o nitrogênio pode ser encontrado nas seguintes formas:
- nitrogênio molecular (N2) (escapando para a atmosfera)
- nitrogênio orgânico (dissolvido e em suspensão)
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
RELAÇÃO ENTRE OS PARÂMETROS DE CONSUMO DE OXIGÊNIO
ZOO
DB05 DBOu DQO
NOTAS:
- DB05 = DBO exercida a 5 dias
- DBÕu = DBO úilima, exercida ao final de vários dias (usualmente > 20 dias)
- caso o substrato seja totalmente biodegradável (ex: glicose). DBOu = DQO = demanda teórica
l í r , 2 .4 . R e l a ç ã o a p r o x i m a d a ent re os pa râmet ros de c o n s u m o de o x i g ê n i o e m esgotos domés t i cos
amónia (livre - NHi e ionizada - NH.i+)
- nitrito (NO2")
nitrato (NOi~)
O nitrogênio é um componente de grande importância em termos da geração e do
próprio controle da poluição das águas, devido principalmente aos seguintes aspectos:
• Poluição das águas
- o nitrogênio é um elemento indispensável para o crescimento de algas, podendo
por isso, cm certas condições, conduzir a fenômenos de eutrofização de lagos e
represas;
- o nitrogênio, nos processos de conversão da amónia a nitrito e este a nitrato,
implica no consumo de oxigênio dissolvido no corpo d'água receptor.
- o nitrogênio na forma de amónia livre é diretamente tóxico aos peixes;
- o nitrogênio na forma de nitrato está associado a doenças como a metahemoglo-
binemia;
• Tratamento de esgotos
- o nitrogênio é um elemento indispensável para o crescimento dos microrganis-
mos responsáveis pelo tratamento de esgotos;
- o nitrogênio, nos processos de conversão da amónia a nitrito e este a nitrato
(nitrificação), que eventualmente possa ocorrer numa estação de tratamento de
1 iihu terísticas das águas residuárias 71
esgotos, implica no consumo de oxigênio e alcalinidade;
- o nitrogênio, no processo de conversão do nitrato a nitrogênio gasoso (desnitri-
ficação), que eventualmente possa ocorrer numa estação de tratamento de esgo-
tos, implica em: (a) economia de oxigênio e alcalinidade (quando realizado de
forma controlada) ou (b) deterioração da decantabilidade do lodo (quando não
controlado).
Em um curso d'água, a determinação da forma predominante do nitrogênio pode
fornecer indicações sobre o estágio da poluição eventualmente ocasionada por algum
lançamento de esgotos a montante. Sc esta poluição é recente, o nitrogênio estará
basicamente na forma de nitrogênio orgânico ou amónia e, se antiga, basicamente na
dc nitrato (as concentrações de nitrito são normalmente mais reduzidas). Em resumo,
pode-se visualizar as distintas situações da forma generalizada apresentada no Quadro
2.6 (abstraindo-se de outras fontes de nitrogênio que não os esgotos).
Quadro 2.6 Distribuição relativa das formas de nitrogênio segundo distintas condições
Cond ição Forma predominante d o ni trogênio
Esgoto bruto
- Ni t rogênio orgânico
• Amónia
Poluição recente em um cu rso d'água
- Ni t rogênio orgân ico 1
Amón ia
Estágio intermediário da poluição em um curso
d'água
- Nitrogf lnio orgân ico
- Amón ia
- Nitrito (em menores concent rações)
• Nitrato
Poluição remoía em um curso d'água - Nitrato
Elluente de tratamento sem nitrilicação - Amónia
EHuente do tratamento com nitriticação - Nitrato
Elluente de tratamento com • Concent rações mais reduzidas de todas as
nitriticação/desnilri/icação formas de ni trogênio
Nota Nitropônio orgânico + amónio - NTK (Nitrogênio Total Kjeldahl)
Nos esgotos domésticos brutos, as formas predominantes são o nitrogênio
orgânico e a amónia. Estes dois, conjuntamente, são determinados cm laboratório
pelo método Kjeldahl, constituindo o assim denominado Nitrogênio Total Kjeldahl
(NTK), As demais formas de nitrogênio são usualmente de menor importância nos
esgotos afluentes a uma estação de tratamento. Em resumo, tem-se:
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
• NTK = amónia + nitrogênio orgânico..., .... (forma predominante nos esgotos
domésticos)
• NT - NTK + N02" + NO-." ... (nitrogênio total)
A amónia existe em solução tanto na forma de íon (NH4+) como na forma livre,
não ionizada (NH.i). A distribuição relativa assume a seguinte forma em função dos
valores de pH:
Distribuição entre as formas de amónia
• pH < 8 Praticamente toda a amónia na forma de
Aproximadamente 50% Nlh e 50% NH4+
Praticamente toda a amónia na forma de NHi
Assim, pode-se ver que na faixa usual dc piI, próxima à neutralidade, a amónia
apresenta-se praticamente na forma ionizada. Isto tem importantes consequências
ambientais, pois a amónia livre é tóxica aos peixes em baixas concentrações.
Em cursos d'ágUa ou em estações de tratamento de esgotos a amónia pode sofrer
transformações posteriores. No processo de nitrificação a amónia é oxidada a iiitrito
e este a nitrato. No processo de desnitrificaçâo os nitratos são reduzidos a nitrogênio
gasoso.
2.3.5. Fósforo
O fósforo na água apresenta-se principalmente nas seguintes três formas:
• ortofos fatos
• polifosfatos
• fósforo orgânico
Os ortofosfatos são diretamente disponíveis para o metabolismo biológico sem
necessidade de conversões a formas mais simples. As principais fontes deortofosfatos
na água são o solo, detergentes, fertilizantes, despejos industriais e esgotos domésti-
cos (degradação da matéria orgânica). A forma cm que os ortofosfatos se apresentam
na água depende do pH. Tais incluem PO4", HPO42", H2PO4", H3PO4. Em esgotos
domésticos típicos a forma predominante é o HPO4"2.
Os polifosfatos são moléculas mais complexas com dois ou mais átomos de
fósforo. Os polifosfatos se transformam em ortofosfatos pelo mecanismo de hidrólise,
mas tal transformação é usualmente lenta.
O fósforo orgânico é normalmente de menor importância nos esgotos domésticos
típicos, mas pode ser importante em águas residuárias industriais e lodos oriundos do
tratamento de esgotos. No tratamento de esgotos e nos corpos d'água receptores, o
fósforo orgânico é convertido a ortofosfatos.
A importância do fósforo associa-se principalmente aos seguintes aspectos:
- o fósforo é um nutriente essencial para o crescimento dos microrganismos respon-
1 iihu terísticas das águas residuárias 7 3
r
sáveis pela estabilização da matéria orgânica. Usualmente os esgotos domésticos
possuem um teor suficiente de fósforo, mas este pode estar deficiente em certos
despejos industriais;
- o fósforo é um nutriente essencial para o crescimento de algas, podendo por isso,
em certas condições, conduzir a fenômenos de eutrofização de lagos e represas.
2.3.6. Indicadores de contaminação fccal
A detecção dos agentes patogênicos, principalmente bactérias, protozoários e
vírus, em uma amostra d'ãgua é extremamente difícil, em razão das suas baixas
concentrações, o que demandaria o exame de grandes volumesda amostra para que
fosse detectado um único ser patogênico. As razões de tal devem-se aos seguintes
fatos:
• em uma população apenas uma determinada faixa apresenta doenças de veiculação
hídrica;
• nas fezes destes habitantes a presença de patogênicos pode não ocorrer em elevada
proporção;
• após o lançamento 110 corpo receptor ou no sistema de esgotos há ainda uma grande
diluição do despejo contaminado.
Em assim sendo, a concentração final de patogênicos por unidade de volume em
um corpo d'água é sem dúvida bastante reduzida, fazendo com que a sua detecção
através de exames laboratoriais seja de grande dificuldade.
Este obstáculo é superado através do estudo tios chamados organismos indica-
dores de contaminação fecal. Tais organismos não são patogênicos, mas dão uma
satisfatória indicação de quando uma água apresenta contaminação por fezes huma-
nas ou de animais e, por conseguinte, a sua potencialidade para transmitir doenças.
Os organismos mais comumente utilizados com tal finalidade são as bactérias do
grupo coliforme. A Figura 2.5 mostra esquematicamente a posição do grupo colifor-
me com relação às bactérias, de maneira geral.
BACTÉRIAS
Fig. 2.S. Si tuação esquemática do grupo col i forme com relação às demais bactérias (adaptado de La
Riviére, i 980)
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
São ns seguintes as principais razões para a utilização do grupo coliforme como
indicadores de contaminação fecal:
• Os coliformes apresentam-se em grande quantidade nas fezes humanas (cada
individuo elimina em média de 1010 a 1011 células pordia) (Branco e Rocha, i 979).
De 1/3 a 1/5 do peso das fezes humanas é constituído por bactérias do grupo
coliforme. Com isto, a probabilidade de que sejam detectados após o lançamento
é incomparavelmente superior à dos organismos patogênicos.
• Os coliformes apresentam-se em grande número apenas nas fezes do homem e de
animais de sangue quente. Tal fato é essencial, pois se existissem também nos
intestinos de animais de sangue frio deixariam de ser bons indicadores de poluição
(Christovão, 1974).
• Os coliformes apresentam resistência aproximadamente similar à maioria das
bactérias patogênicas intestinais. Tal característica é importante, pois não seriam
bons indicadores de contaminação fecal se morressem mais rapidamente que o
agente patogênico. Por outro lado, se a sua taxa de mortalidade fosse menor que a
das bactérias patogênicas, também deixariam de ser úteis, uma vez que, sobrevi-
vendo por mais tempo, tornariam suspeitas águas já depuradas. Exceção deve ser
feita aos vírus, que apresentam uma resistência superior à dos coliformes (Chris-
tovão, 1974).
• As técnicas bacteriológicas para a detecção de coliformes são rápidas e econômi-
cas.
Os principais indicadores de contaminação fecal comumente utilizados são:
coliformes totais (CT)
coliformes fecais (CF)
estreptococos fecais (EF)
O grupo de coliformes totais (CT) constitui-se em um grande grupo de bactérias
que têm sido isoladas de amostras de águas e solos poluídos e não poluídos, bem
como de fezes de seres humanos e outros animais de sangue quente. Tal grupo foi
bastante usado no passado como indicador, e continua a ser usado em algumas áreas,
embora as dificuldades associadas com a ocorrência de bactérias não fecais seja um
problema (Thomann e Mueüer, 1987). Não existe uma relação quantificável entre CT
[• microrganismos patogênicos.
Os coliformes fecais (CF) são um grupo de bactérias indicadoras de organismos
originários do trato intestinal humano e outros animais. O teste para CF é feito a uma
t-k-vada temperatura, na qual o crescimento de bactérias de origem não fecal é
suprimido (Thomann e Mueller, 1987), AEscherichiacolié uma bactéria pertencente
.1 este grupo.
Os estreptococos fecais (EF) incluem várias espécies ou variedades de estrepto-
cocos, tendo no intestino de seres humanos eoutros animais o seu habitat usual. Como
rxctnplos citam-se os Streptqcoccus faecalis, os quais representam contaminação
In al humana, e Streptococcus bovis e Streptococcus equinas, que representam
1 iihu terísticas das águas residuárias 7 5
(
bactérias indicadoras de bois e cavalos, respectivamente.
A legislação ambiental considera, implicitamente, uma relação entre coliformes
totais e coliformes fecais igual a 5 (CT/CF = 5). No entanto, existe uma grande
dispersão em torno deste valor, que depende ainda do tempo decorrido após o
lançamento dos esgotos na água.
A relação entre coliformes fecais e estreptococos fecais (CF/EF) é um bom
indicador sobre a origem da contaminação. Quanto maior o valor da relação CF/EF,
considera-se que seja maior a contribuição relativa da contaminação de origem
humana. De maneira geral, adotam-se os seguintes limites:
• CF/EF > 4 Contaminação predominantemente humana
(os esgotos domésticos são um componente importante)
. CF/EF < 1 Contaminação predominante cle outros animais de
sangue quente (o escoamento superficial é um
componente importante)
• 1 < CF/EF < 4 Interpretação duvidosa
No entanto, diversos cuidados devem ser tomados, tanto nas condições corretas
para a obtenção dos dados de C F e lil- quanto na interpretação da relação CF/EF. De
maneira geral, pode-se dizer que esla relação seja útil apenas como um indicador
amplo da provável origem principal da contaminação.
2.4, Relações dimensionais entre carga e concentração
Antes de se apresentar as concentrações típicas dos principais poluentes presentes
nos esgotos, é importante relembrar com clareza os conceitos de carga per capim,
carga e concentração. ,
A carga per capita representa a contribuição de cada indivíduo (expressa em
termos de massa do poluente) por unidade de tempo. Uma unidade comumente usada
é a de g/hab.d. Assim, quando se diz que a contribuição per capita de DBO é de 54
g/hab.d, equivale a dizer que cada indivíduo contribui por dia, em média, com o
equivalente a 54 gramas de DBO.
A carga afluente a uma estação de tratamento de esgotos corresponde à quanti-
dade de poluente (massa) por unidade de tempo. Neste sentido, relações de impor-
tância são:
7 6 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
t iirga = população x carga per capita (.Ml
, / população (hab). carga per capita (g/hab.d)
i •arga {k e/a) = — 1
1000 (g/kg)
( 2 . 2
carga - concentração x vazão
concentração (g/m}) . vazão (nv/cl)
carga (kg/cl) =
1000 (g/kg)
(2.3)
(2.4)
Obs: g/m ' = mg/l
A concenlravão de um despejo pode ser obtida através do rearranjo das mesmas
relações dimensionais:
concentração - carga/vazão (2.5)
concentração (g/»S) =
carga(kg/J). 1000 (g/kg)
vazão (mVd)
(2.6)
concentração = carga per capita / quota per capita
_ , . earva per capita (g/hab.d). 1000 (l/m )
concentração (g/ni ) = L 112 —1
quota per capita (l/hab.d)
(2.7)
(2.8)
1 iihu terísticas das águas residuárias 7 7
Exemplo 2.I
Os habitantes de uma comunidade geram uma contribuição per capita de
DUO de 54 g/hab.d, e uma contribuição per capita de esgotos de 180 l/hab.d.
Calcular a concentração de DBO nos esgoto.1;.
Solução:
carga per capita concentracao = "— .— vazao per capita
180 l/hab.d ò
Exemplo 2.2
a) Calcular a carga de nitrogênio total afluente a uma ETE, sendo dados:
- concentração =• 45 ingN/l
- vazão = 50 l/s
Solução
Expressando-se a vazão em m Vd, tem-se:
„ 50 l/s . 86400 s/d
Q = — Í = 4.320 ni/d
1000 l/m*
A carga de nitrogênio é:
45 g/n?. 4320 w V d ,
carga = — = 194 kgN/d
ò looo g/kg
b) Nesta mesma estação, calcular a concentração de fósforo total afluente,
sabendo-se cjue a carga afluente é de 60 kgP/cl.
concentração = = 13,9 gP/m* = 13,9 mgP/l
2.5. Características dos esgotos domésticos
As característicasquantitativas químicas típicas de esgotos predominantemente
domésticos encontram-se apresentadas de forma sintetizada no Quadro 2.7.
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Bibl ioteca
Quadro 2.7 Características químicas dos esgotos domésticos brutos
/ Contr ibuição per capi ta ( g / hab r í ) Concent ração
Faixa Típico Un idade Faixa Típico
Sólidos Totais 120 - 220 180 mg/ l 7 0 0 - 1350 1 1 0 0 ^
• Em suspensão 35-70 6 0 mg/ l 200-450 400
- Fixos 7-14 10 mg/l 40-100 80
- Voláteis 25-60 50 mg/ l 165-350 320
• Dissolvidos 85-150 120 mg/ l 500-900 700
Fixos 50-90 70 mg/ l 300-550 400
- Voláteis 35-60 5 0 mg/ l 200-350 300
• Sedimentáveis • mg/ l 10-20 15
Matéria Orgânica
• Determinação indireta
-DBOs 40-60 50 mg/l 200-500 350
-DOO 80-130 100 mg/l 400-800 700
- DBO última 60-90 75 mg/ l 350-600 500
• Determinação direta
-COT 30-60 45 mo / i 170-350 250
Nitrogênio Total 6,0-112,0 8,0 mgN/ l 35-70 5 0
• Nitrogênio orgânico 2.5-5,0 3,5 mgN/ l 15-30 2 0
• Amónia 3,6-7,0 4,5 mgNH 3 -N / l 20-40 30
• Nitrito . 0 = 0 m g N 0 2 - N / l - 0 » 0
• Nitrato 0.0-0,5 = 0 m g N 0 3 - N / l 0 -2 - 0
Fósforo 1.0-4,5 2,5 mgP/! 5-25 14
• Fósforoorgãnico 0,3-1,5 0,8 mgP/1 2-8 4
• Fósforo inorgânico 0,7-3,0 1,7 mgP/ i 4-17 10
pH ^ . 6,7-7,5 7,0
Alcalinidade 20-30 25 m g C a C 0 3 / l 110-170 140
Cloretos 4-8 6 mg/ l 20-50 35
Óleos e Graxas 10-30 20 mg/ l 55-170 110
Fontes: Arceivala {1381), Pessoas Jordão (1982), Qasim (1985). Metcalf & Eddy (1991) e experiência do autor
Campos e von Sperling (1995) obtiveram, para esgotos predominantemente
domiciliares, oriundos de nove sub-bacias de Belo Horizonte, as relações expressas nas
Equações 2.9 e 2.10, entre carga per capita de DBO e concentração de DBO versus
rendimento familiar mensal médio familiar (em número de salários mínimos) (ver Figura
2.7). Tais relações foram oriundas de dados obtidos pela COPASA-MC (1988). No entanto,
é importante reforçar que os dados guardam uma especificidade regional, necessitando de
grande cautela para a sua extrapolação para outras condições.
Características das águas residuárias VI
CONCENTRAÇÃO DE DB05 vs NÚMERO DE SALÁRIOS MÍNIMOS
y=247+exp(5.91 -0.26'x)
CARGA PER CAPITA DE DB05 vs NUMERO DE SALARIOS MÍNIMOS
y = 32.9 + 1.25'x
4 3 12 18
N Ú M E R O D E S A L Á R I O S M Í N I M O S
Fig. 2.7. Concentração de DBO (mg/l) e carga per capita de DUO (g/hab.d) em função cia renda familiar
(esgotos domiciliares)
Concentração de DBO5 (mg/l) = 247 + JW-M6xR««la) (2 9)
Carga per capita de DBO5 (g/hab.d) = 32,9 + l,25xRenda (2.10)
onde:
Renda = renda familiar mensal média (número de salários mínimos) (salário
mínimo em 1995: US$ 100 por mês)
As características biológicas típicas de esgotos domésticos, em termos de orga-
nismos patogênicos, encontram-se apresentadas no Quadro 2.8.
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
Quadro 2.8 Microrganismos presentes nos esgotos domésticos brutos
Microrgan ismo Contr ibu ição per capi ta (org/hah.d) Concent ração (org/100 ml)
Hactérias totais
Col i formes totais
Col i formes fecais
Estreptococos feca is
Cistos de protozoár ios
Ovos de helmintos
Vírus
Adaptado parcialmente de Arceivala (1981)
2.6. Características dos despejos industriais
2.6.1. Conceitos gerais
Os despejos industriais apresentam uma ampla variabilidade das suas caracterís-
ticas qualitativas, o que dificulta uma generalização dos valores mais comuns.
Em termos do tratamento biológico dos despejos industriais, assumem importân-
cia os seguintes aspectos e conceitos:
• Biodcgradahilidade: capacidade dos despejos de serem estabilizados por proces-
sos bioquímicos, através de microrganismos.
• Trulahilidade: factibilidade dos despejos serem tratados por processos biológicos
convencionais.
• Concentração de matéria orgânica: DBO dos despejos, a qual pode ser: (a) mais
elevada do que os esgotos domésticos (despejos predominantemente orgânicos,
tratáveis por processos biológicos), ou (b) inferior aos esgotos domésticos (despe-
jos não predominantemente orgânicos, em que e menor a necessidade de remoção
da DBO, mas em que o caráter poluidor pode ser expresso em termos de outros
parâmetros de qualidade).
• Disponibilidade de nutrientes: o tratamento biológico exige um equilíbrio har-
mônico entre os nutrientes C:N:P. Tal equilíbrio é normalmente encontrado cm
esgotos domésticos.
• Toxidez: determinados despejos industriais possuem constituintes tóxicos ou ini-
bidores, que podem afetar ou inviabilizar o tratamento biológico.
E considerada uma prática que surte bons resultados a integração dos despejos
industriais com os esgotos domésticos, na rede publica de coleta, para posterior
tratamento conjunto na estação. Para que tal prática seja eficaz, é necessário que sejam
previamente removidas dos despejos industriais os contaminantes que possam cativai
um dos seguintes problemas:
- Toxidez ao tratamento biológico.
- Toxidez ao tratamento do lodo e a sua disposição final.
- Riscos à segurança e problemas na operacionalidade da rede de coleta i- mm- . p
tação.
Características das águas residitárias Hl
- Presença do c o n t a m i n a n t e no efluente do tratamento biológico, devido ao fato do
mesmo nao sei removido pelo tratamento.
2.6.2. Equivalente populacional
l Jm iinporlanle parâmetro caracterizador dos despejos industriais é o equivalente
populacional, lai traduz a equivalência entre o potencial poluidor de uma indústria
(comuinenle em termos de matéria orgânica) e uma determinada população, a qual
produz, essa mesma carga poluidora. Assim, quando se diz que uma indústria tem um
equivalente populacional de 20.000 habitantes, equivale a dizer que a carga de DBO
do efluente industrial corresponde à carga gerada por uma localidade com uma
população de 20.000 habitantes. A fórmula para o cálculo do equivalente populacio-
nal de DBO é:
_ _ , . , . . carga de DBO da indústria (kg/d)
L.P. (equivalente populacional) =
contribuição per capita de DBO (kg/liab.d)
(2.11)
Caso se adote o valor frequentemente utilizado de 54 gDBO/hab.d, tem-se:
„ „ , . . . . .. carga de DBO da indústria (kg/d)
E.P. (equivalente populacional) = 1 (2.12)
0,054 (kg/hab.d)
Exemplo 2.3
Calcular o Equivalente Populacional (EP) de uma indústria que possui os
seguintes dados:
• vazão = 120 nr/d
• concentração de DBO = 2000 mg/l
Solução:
A carga de DBO é:
1 lOr r f /d . 2000g/m3
carga = vazão . concentração = —— = 240 kg DBO/d
1 Q00g/kg
O Equivalente Populacional é:
E P = « g y , 240kg/d =4444hah
carga per capita 0,054 kg/hab.d
Assim, os despejos desta indústria possuem um potencial poluidor (em termos
de DBO) equivalente a uma população de 4.444 habitantes.
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
2.6.3. Características dos despejos industriais
As características dos despejos industriais variam essencialmente com o tipo da
indústria e com o processo industrial utilizado. O Quadro 2.9 apresenta os principais
I larâmetros que devem ser investigados para a caracterização dos despejos, em função
do ramo de atividade da indústria. Tal tabela é apenas um guia geral, havendo sempre
possibilidade de que o efluente de uma determinada indústria possua um parâmetro
de importância não listado, ou de que certo parâmetro incluído no quadro não seja de
relevância para a indústria em consideração.
O presente texto direciona-se principalmente para o tratamento de esgotos predo-
minantemente domésticos. Em assim sendo, o principal parâmetro de interesse é a
DBO. O Quadro 2.10 apresenta informações gerais acerca da poluição orgânica
C.crada por determinadas indústrias, inclusive os equivalentespopulacionais e as
cargas de DBO por unidade produzida. O Exemplo 2.4 ilustra a utilização do quadro
para a determinação da DBO dos despejos industriais afluentes a uma HTE.
Características das águas residitárias Hl
Quadro 2.9. Principais parâmetros de importância nos efluentes industriais, em função do
ramo de atividade da indústria
Ramo Atividade
DBO ou
DQO
SS
Óleos
Graxas
Fenóis PH CN" Metais
Usinas de açúcar e álcool X X X X
Conservas carne/peixe X X X
Produtos Laticínios X X X X
alimentares Matadouros e frigoríficos
Conserva de frutas e vegetais
Moagem de grãos
X
X
X
X
. X
X
X
X
Bebidas
Refrigerantes
Cervejaria
X
X
X
X
x
X
X
X
Algodão X X
Têxtil
Lã X X X
Têxtil Sintéticos X X
"Fingimento X X X X
Couros e peles
Curtimento vegetal
Curtimento ao cromo
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Papel Process. da polpa celulose
X X X X Papel
Fabric. de papel e papelão X X X X
Vidros e espalhos X X X X
Produtos minerais Fibra de vidro X X X X
não metálicos Cimento
Cerâmica
X
X
X
X
X
X
Borrachas
Artefatos de borracha
Pneus e câmaras
X
X
X
X
X
X
X
X
Produtos químicos (vários) X X X X
Produtos
químicos
Laboratório fotográfico
Tintas e corantes
Inseticidas
Desinfetantes X
X
X
X
X
X
Plásticos Plásticos e resinas X X X X X
Perfum. e sabões Cosmét., deterg.e sabões X X X
Mecânica Produção de peças metálicas X X
Produção de ferro gusa X X X X X X X
Metalúrgica Siderúrgicas X X X X X
Tratamento de superfícies X X X X X X
Mineração Atividades extratívas X X
Derivados de Combustíveis e lubrificantes X X X X
petróleo Usinas de asfalto X X
Ar tig. elétrico Artigos elétricos X X
Madeira Serrarias, compensados X
Serv. pessoais Lavanderias X X X
8 4 > Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
Quadro 2.10 Características das águas residuárias de algumas indústrias
Gênero Tipo Unidade de produção
Consumo
especifico de
água (m3/unid)
Carga
especifica de
DEO (kg/unid)
Equiv. popul de
DE O (hab/unid)
Concentração
de DBO (mg/l)
Carga
específica de
SS (kq/unid )
Carga
especifica de
SDT (kg/unid.)
Alimentícia
- Conservas (frutas/legumes)
- Doces
- Açúcar de cana
• Laticínio sem queijaria
- Laticínio com queijaria
- Margarina
- Matadouros
- Produção de levedura
1 ton
1 ton
1 ton açúcar
10001 leite
10001 leite
1 ton
1 boí/2.5 porcos
1 ton
4-50
5-25
0,5-10,0
1-10
2-10
20
0.3-0.4
150
30
2-8
2.5
1-4
S-40
30
4-10
1100
500
40-150
50
20-70
90-700
500
70-200
21 000
600-7 500
200-1 000
250-5,000
300-2.500
500-4 000
1.500
15.000-20.000
7.500
4
20-250
300-400
5
19 2 250
Bebidas
- Destilação de álcool
- Cervejaria
. Refrigerantes
- Vinha
1 ton
1 m3
1 m 3
1 m3
SO
5-20
2-5
5
220
8-20
3-6
0.25
4 OOO
150-350
50-100
5
3.500
500-4.000
600-2.000
260
1,400
400
Têxit
- Algodão
• Lã
- Rayon
- Nylon
• Polyester
• Lavanderia de lã
- Tinturaria
- Alvejamento efe tecidos
1 ton
1 ton
1 ion
1 ton
1 ton
1 ton
1 ton
1 ton
120-750
SOO-600
25-60
100-150
60-130
20-70
20-60
150
300
30
45
185
100-250
100-200
16
2.800
5.600
550
800
3.700
2-000-4.500
2 000-3.500
250-350
200-1 500
500-600
500-1.200
350
1 500-3.000
2 000-5 000
2.000-5.000
250-300
70
200
55
30
100
200
480
100
100
150
Couro e Curtume - Curtume - Sapatos
11on pele
1000 pares
20-40
5
20-150
15
1 000-3.500
300
1 000-4.000
3.000
220-300 350-400
Polpa e Papel
- Fabric de polpa sulfatada
• Fabricação de papel
- Polpa e papel integrados
1 ton
1 ton
1 ton
15-2CÜ
30-270
200-250
30
10
60-500
600
100-300
1000-10.000
300
300-10000
18
400-1 000
170
Indústria Química
- Tinta
• Sabão
- Retinaria de petróleo
-PVC
t empregado
1 ton
1 barrit{1171)
1 ton
0.110
25-200
0.2-0.1
12.5
1
50
0 0 5
10
20
1000
1
200
10
250-2 000
120-250
800 1.5
Industria
Não-merálica
- Vidro e subprodutos
- Cimenta (processo seco)
1 ton
1 ton
50
S
- 0.7 8
0.3
Siderúrgica - Fundição •Laminação
1 ton gusa
1 ton
3-8
8-50
0.6-1 6
0.4-2.7
12-30
8-50
100-300
30-200
-
Fontes CETESB (1976), Braile e Cavalcanti (1977), Arceivala (1981), Hcsang e Bischof (1984). Salvador< 1991). Weltzenfeld (1984)
Noia dados nâo preenchidos (-) podem significar dados não significativos ou dados n i o obtidos
Exemplo 2.4
Um matadouro abate 30 cabeças de gado e 50 porcos por dia. Dar as
características estimadas do efluente.
Solução:
Pelo quadro das características dos despejos industriais (Quadro 2.10),
adoiando-se como valor médio o de 7 kgDBO/boi abatido (1 boi-2,5porcos):
a) Carga de DBO produzida
. . 7 kgDBO 30 bois . . . . n D / 1 / ,
- bois: —j—— • ——— = 210 kgDBO/d
1 kgDBO/boi 50 porcos . . . . ,
- porcos: • — - = 140 kgDBO/d
2,5 porcos/boi a
- total: 210 + 140 = 350 kgDBO/d
b) Equivalente populacional (EP)
EP= ^ ^ 150 kgDBO/d = M 8 | hab
carga per capita 0,054 kgDBO/hab.d
c) Vazão de esgotos
Pelo Quadro 2.10. adotando-se o valor médio de 0,35 my/boi abatido (ou por
2,5 porcos abatidos):
, . 0,35 w1 30 bois . . . , - bois: —:—:— • ; — = 10,5 m /cl
boi d
0,35 ir?/boi 50porcos n , . ,
- porcos: • — = 7 m /d
2,5 porcos/boi cl
- total: 10,5 + 7,0 = 17,5 m/d
d) Concentração de DBO nos esgotos
concentração-™ = kgDBO/d ^ = 2() 0{)() , =
vazao 17.5 n?/c{
- 20.000 mg/l
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
2.7. Exemplo geral de quantificação de cargas poluidoras
2.7.1. Configuração do problema
Estabelecer as características dos esgotos a serem gerados pela cidade A até
o ano 20 de operação. A projeção populacional prevê os seguintes valores
para a população a ser atendida pela futura estação de tratamento de esgotos:
Ano Populaçao (hab)
0 40.000
5 47.000
10 53.000
15 58,000
20 62.000
A cidade possui ainda uma indústria de laticínios, com produção de leite,
queijo e manteiga, que processa atualmente cerca de 5.000 litros da leite por
dia. Há previsões de expansão para o ano 10, quando a capacidade será
duplicada.
A extensão da rede coletora de esgotos é prevista em torno de 50 km para o
ano 0, sendo a partir daí expandida num crescimento vegetativo de aproxi-
madamente I km por ano.
Dada a falta de tempo e condições, não foi possível obter-se dados amostrais
das características atuais dos esgotos. Estabelecer hipóteses adequadas para
os diversos parâmetros de cálculo.
2.7.2. Estimativa das vazões
a) Vazão doméstica
• Vazão média
Assumir:
- quota per capita de água: QPC= 160 1/hab.d (ver Quadro 1.1)
- coeficiente de retorno esgoto/água: R=0,8 (ver Item 1.2.3)
A vazão média para o ano 0 é (segundo a Equação 1.2):
Pop.QPC.R 40.000 x 160x0,8 ,
= 1000 ÍÕÕÕ = 5 . 1 2 0 « / r f (=59,3 l/s)
As vazões dos demais anos são calculadas de forma similar, alterando-se apenas
a população.
1 iihu terísticas das águas residuárias 87
• Vazão máxima
Adotando-se a fórmula de Harmon (Quadro 1.5), calcula-se a relação Q máx/Qméd
para a população de cada ano. Para o ano 0, tem-se:
- 1 + - V =2,36
Qméd 4 + V p 4 + V40
Os valores de Qm;-ix são obtidos multiplicando -se Qméd pela relação Qmáx/Qméd.
Assim, para o ano 0, tem-se:Qmáx = 2,36*59,3 l/s = 139,6 l/s
As relações e as vazões para os demais anos são calculadas de maneira similar,
alterando-se apenas o valor de P (população/1000).
• Vazão mínima
Adotar Qmín/Qméd igual a 0,5. Os valores de Q,„fn são obtidos multiplicando-se
Qméd pela relação Qmín/Qméd. Assim, para o ano 0, lem se
Qntin = 0,5 x 59,3 l/s = 29,6 l/s
As relações e as vazões para os demais anos são calculadas de maneira similar.
b) Vazão de infiltração
Adotar Qini = 0,3 l/s.km de rede coletora. Considerar o valor resultante de cada
ano, como incidindo apenas nas vazões média c máxima.
Para o ano 0, tem-se:
Q i „ f = 50 km . 0,3 l/s.km= 15,0 l/s (= 1.296 nr/d)
As vazões para os demais anos são calculadas de maneira similar, lembrando-se
apenas que a cada ano a rede coletora aumenta I km.
c) Vazão industrial
Adotar o valor de 7 nr1 de esgoto por 1000 1 de leite processado (admitindo o
consumo de água igual à produção de esgoto) (ver Quadro 1.6).
Considerar, para os anos 0 e 5, o processamento de 5.000 I de leite por dia e, para
os anos de 10, 15 e 20, o processamento de 10.000 l/d (dado do problema).
Admitir que a vazão máxima é 1,5 vezes a vazão média, e que a vazão mínima é
0,5 vezes a vazão média,
Para o ano 0, tem-se:
- Qmcd = 5 nr leite x 7 nr' esgoto/nr leite = 35 nrVcl (= 0,4 l/s)
- Qmáx = 1,5 X Qmcd = 1,5 X 0,4 = 0,6 l / s
- Qmm = 0,5 X Qméd = 0,5 X 0,4 = 0,2 l / s
As vazões para os demais anos são calculadas de maneira similar.
85 Introdução 11 qualidade das águas e ao tratamento dc esgolos
ETFES - Biblioteca
d) Vazão total
A vazno total correspondeà soma das vazões doméstica, de infiltração e indiisii i.il
Assim, para o ano 0, a vazão total afluente à estação de tratamento é:
vazão total = vazão domestica + vazão infiltração + vazão industrial
- vazão média total =59,3 + 15,0 + 0,4 = 74,7 l/s (= 6.451 m3/d)
- vazão máxima total =139,6 + 15,0 + 0,6 = 155,2 l/s (= 13.409 té/d)
- vazão mínima total =29,6 + 0,0 + 0,2 = 29,8 l/s (= 2.575 m3/d)
As vazões para os demais anos são calculadas de maneira similar.
2.7.3. Carga dc DIU)
a) DBO doméstica
Adotar a produção per capita de 50 gDBOj/hab.d (ver Quadro 2.7)
Para a população do ano 0, tem-se:
carga de DBOs doméstica = 50g/hab.dx40.000 hab = 2x W> g/d = 2.000 kg/d
As cargas para os demais anos são calculadas de maneira similar.
b) DBO das águas de infiltração
Considerar como nula a carga dc DBO pelas águas de infiltração.
c) DBO industrial
Adotar o valor de 25 kg de DBO por 10001 dc leite processado (ver Quadro 2.10).
Considerar, para os anos 0 e 5, o processamento de 5.000 I de leite por dia e, para
os anos de 10, 15 e 20, o processamento de 10.000 l/d (dado do problema),
Para o ano 0, tem-se:
carga de DBOs industrial = 25 kg/1000 l leite x 5.000 l leite/d = 125 kg/d
As cargas para os demais anos são calculadas de maneira similar.
d) Carga de DBO total
A carga de DBO total corresponde à soma das cargas de DBO doméstica, DBO
de infiltração e DBO industrial. Assim, para o ano 0, a carga total de DBO é:
carga DBOs total - carga DBOs doméstica + carga DBO<; infiltração + carga
DBOs industrial
carga DBOs total = 2.000 + 0+ 125 = 2.125 kg/d
As cargas totais para os demais anos são calculadas de maneira similar.
2.7.4. Concentração de DBO
A concentração de DBO é dada pelo quociente entre a carga de DBO e a vazão
de esgotos (ver Equação 2.5). Aconcentração de DBO dos esgotos afluentes à estação
de tratamento no ano 0 é:
Características das águas residuárias VI
concentração = carga/vazão = (2.125 kg/cl) / (6.451 m 3/d) = 0,329 kg/m3 = 329
g/m3 = 329 mg/l
As concentrações de DBO para os demais anos são calculadas de maneira similar.
2.7.5. Apresentação dos resultados
O Quadro 2.11 apresenta o resumo dos diversos valores determinados segundo
os critérios propostos. Deve-se esclarecer que tal quadro pode ser ampliado para
incluir outras características dos esgotos, tais como sólidos em suspensão, nitrogênio
e fósforo. A metodologia a ser empregada é a mesma utilizada para a DBO.
9 0 Introdução 11 qualidade das águas e ao tratamento dc esgolos
Quadro 2.11 Vazões e cargas afluentes à ETE
Dados da Comunidade VazSoEsgolosfl/s) Carga Je DBO Média Wd) Equival Concenlraçâo de DBO (mo/0
AilD ExtensSo Prod.
Pop
Rede Induslr.
(hah
(km) (! lei'e)
Vazão Doméstica
Vaz®
Inlltr.
Vazäo Industrial VazSo Total (ft) ^
Domés-
Infiltr. IriduSK- Talai
tea
Popul.
Induslr
(hab)
Inlillr. Industr. Total
l o
ExtensSo Prod.
Pop
Rede Induslr.
(hah
(km) (! lei'e) Vazäo Vazäo Vazäo
Minima Média Máiira
Vaz®
Inlltr. Vazio Vazão Vazas
Mínima Média Máii™
Média
Vazäo Vazäo Vazäo
Minima Média Máxima
Domés-
Infiltr. IriduSK- Talai
tea
Popul.
Induslr
(hab)
Inlillr. Industr. Total
l o
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23 24
0 40000 50 5000 29.6 59.3 139.6 15.0 02 0,4 0,6 29â 74? 155.2 645: : 2000 0 126 : 2725 : 2500 391 0 3571 529
5 47000 55 5000 34,8 69.6 159.4 16.5 02 0.4 0,6 35.0 35,5 176,5 7477 2350 0 125 2475 2500 391 0 3571 331
10 53000 60 10000 39,3 78.5 176,0 18,0 0,4 0.8 1.2 39.7 97,3 195.2 8409: 2550 0 250 2900 : 50D0 391 0 3571 346:
IS 58000 65 loooo 43.0 65.9 169.5 19.5 0.4 0.8 1,2 43,4 106 2 210,2 9179. 2900 0 250 3150 5000 391 0 3571 343
20 62000 70 loooo 45,9 91,9 200,1 21,0 0,4 0.8 1,2 46.3 222.4 9820 3100 0 250 3350 5000 391 0 3571 341
col1: dados do problema
col 2 dados do problems
col 3: dados do problema
col 4: dados do problema
col 5 = col 6 x 0.5
col 6« col 2 x (160 l/hab. d x 0.8) /86400 s/d
col 7 = colSx (1 t 14(4 f(cOl 1/1000?*))
col 8 = col 3 x 0.3 l/s. km
col 9 — col 10x0.5
col 10 = col 4 X 7 nf esg/rrr lei re x 1000 f/rrf /86400 s/d
col 11 = col 10 x 1.5
col 12 = col 5 + col 9
col 13 = col 6 + col 8 + col 10
col 14 = col 7 * col 8 + col 11
col 15 = col 13 x 86400 s/d / 1000 l/rrf
col 16 = col 2x0.050 kg/hab d
col 17 = 0
col 18 = col 4x25 kg/1000 I Isle
col 19 = cot 16 + col 17+col 13
col 20= col 18/0.050 kg/habM
col 21 = col 16 x 1000 l/irr x 1000 g/kg/(co! 6 x 86400 s/d)
col 22 = col 17 x 1COO 1/irP x 1000 g/kg / (col 8 x 86400 s/d)
col23 = col ISx 1000 Urr? x 1000 g/kg/(col 10 x 86400s/d)
CO 124 - (col 19/col 15) x 1000 g/kg
CAPÍTULO 3
Impacto do lançamento de
efluentes nos corpos receptores
1. POLUIÇÃO POR MATÉRIA ORGÂNICA E
AUTODEPURAÇÃO DOS CURSOS D'ÁGUA
14 . Introdução
O presente item aborda um dos principais problemas de poluição dos cursos
d'água, já solucionado nos países mais desenvolvidos, mas ainda de grande vulto em
nosso país, a saber, o consumo do oxigênio dissolvido após o lançamento de esgotos,
A importância da compreensão deste fenômeno no contexto da área de tratamento de
esgotos relaciona-se à determinação da qualidade permitida para o efluente a ser
lançado, incluindo o nível de tratamento necessário e a eficiência a ser atingida na
remoção de DBO.
. inirodnçãn de matéria orgânica em um corpo d'agua resu Ita, indi rettameale^no
cçinsumo de oxistêniodissolvido. Tal se deve aos processos de estabilização da matéria
orgânica realizados pelas bactérias decompositoras, as quais utilizam o oxigênio dispo-
nível no meio líquido para a sua respiração. O decréscimo da concentração dc oxigênio
dissolvido tem diversas implicações do ponto de vista ambiental, constituindo-se,
como já dito, em um dos principais problemas de poluição das águas em nosso meio.
O objetivo deste texto é o estudo do fenômeno do consumo do oxigênio dissolvido
e da autodepuração, através da qual o curso d'água se recupera, por meio de
mecanismos puramente naturais. Ambos os fenômenos são analisados do ponto de
vista ecológico e, posteriormente, mais especificamente, através da representaçãomatemática da trajetória do oxigênio dissolvido no curso d'água.
Hm termos mais amplos, o fenômeno da autodepuração está vinculado ao
restabelecimento do equilíbrio no meio aquático, por mecanismos essencialmente
luih.trais^qprísasjilterações induzidas pelos despejos afluentes. Dentro de uma visão
mais específica, tem-se que, como parte integrante do fenômeno de autodepuração,
us compostosjirgânicos são convertidos eQixomimsl&sjnertes e não prejudiciais do
| ioníg_de vistaecológico.
Deve ser entendido que o conceito de autodepuração apresenta a mesma relatividade
<|tie o conceito de poluição. Uma água pode ser considerada depurada, sob um ponto de
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 9 3
vista, mesmo que não esteja totalmente purificada em termos higiênicos, apresentando,
I >or exemplo, organismos patogênicos. Dentro de um enfoque prático, deve-se considerar
que uma água esteja depurada quando as suas características não mais sejam conflitantes
com a sua utilização prevista em cada trecho do curso d'água. Isto porque não existe uma
depuração absoluta: o ecossistema atinge novamente o equilíbrio, mas em condições
diferentes das anteriores, devido ao incremento da concentração de certos produtos
e subprodutos da decomposição. Em decorrência destes compostos, a comunidade
aquática se apresenta de uma forma diferente, ainda que em novo equilíbrio.
É de grande importância o conhecimento do fenômeno de autodepuração e da sua
quantificação, tendo em vista os seguintes objetivos:
• Utilizara capacidade de assimilação dos rios. Dentro de uma visão prática, pode-se
considerai- que a capacidade que um corpo d'água tem de assimilar os despejos,
sem apresentar problemas do ponto de vista ambiental, é um recurso natural que
pode ser explorado. Esta visão realística é de grande importância em nossas
condições, em que a carência de recursos justifica que se utilize os cursos d'água
como complementação dos processos que ocorrem no tratamento de esgotos (desde
que feito com parsimônia e dentro de critérios técnicos seguros e bem definidos).
• Impedir o lançamento de despejos acima do que possa suportar o corpo d'água.
Desta forma, a capacidade de assimilação do corpo d'água pode ser utilizada até
um ponto aceitável e não prejudicial, não sendo admitido o lançamento de cargas
poluidoras acima deste limite.
1.2. Aspectos ecológicos da autodepuração
1.2.1. Aspectos gerais
O ecossistema de um coipo d1 água antes do lançamento de despejos encontra-se
usualmente em um estado de equilíbrio. Após a entrada da fonte de poluição, o
equilíbrio entre as comunidades é afetado, resultando numa desorganização inicial,
seguida por uma tendência posterior à reorganização.
Neste sentido, a autodepuração pode ser entendida como um fenômeno de sucessão
ecológica. Há uma sequência sistemática de substituições de uma comunidade por outra,
até que uma comunidade estável se estabeleça em equilíbrio com as condições locais.
A presença ou ausência de poluição pode ser caracterizada através do conceito de
diversidade de espécies, como exposto a seguir:
- Ecossistema em condições naturais: elevada diversidade de espécies
elevado número de espécies
reduzido número de indivíduos em cada espécie
- Ecossistema em condições perturbadas: baixa diversidade de espécies
reduzido número de espécies
elevado número de indivíduos em cada espécie
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
A Figura 1,1 apresenta a visualização esquemática da relação entre poluição e
diversidade de espécies.
Diversidade
de espécies ETFES -B ib l i o teca
Poluição
Fig . 1.1. Relação qualitativa entre po lu içãoe diversidade de espécies (adaptado de Arceivala, 1981).
A redução na diversidade de espécies se deve ao fato de que a poluição é seletiva
para as espécies: somente aquelas bem adaptadas às novas condições ambientais
sobrevivem e, mais do que isso, proliferam (resultando em um elevado número de
indivíduos nessas poucas espécies). As demais espécies não resistem às novas
condições ambientais, podendo vir a sucumbir (conduzindo a um reduzido número
total de espécies).
1.2.2. Zonas dc autodepuração
Por ser a autodepuração um processo que se desenvolve ao longo do tempo, e
considerando-se a dimensão do curso d'água receptor como predominantemente
longitudinal, tem-se que os estágios da sucessão ecológica podem ser associados a
zonas fisicamente identificáveis no rio. São quatro as principais zonas de autodepu-
ração:
-^zona de degradação
-_zona de decomposição-alhia
- zona de recuperação
- zonade águas limpas^
A jusante do lançamento de um despejo predominantemente orgânico e biode-
gradável, tem-se as seguintes características de cada zona (von Sperling, 1983).
Deve-se ressaltar que, a montante do lançamento dos despejos, tem-se a zona de águas
limpas, caracterizada pelo seu equilíbrio ecológico e elevada qualidade da água. A
Figura 1.2 apresenta a trajetória dos três principais parâmetros (matéria orgânica,
bactérias decompositoras e oxigênio dissolvido) ao longo das quatro zonas.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 9 5
Z O N A D E D E G R A D A Ç Ã O O 7
Característica Descrição
Característica
geral
Esta zona tem início logo após o lançamento cias águas residuárias no curso
d'água. A principal característica quimica é a alta concentração de matéria
orgânica, ainda em seu estágio complexo, mas potencialmente decomponível.
Aspecto estético No ponto de lançamento a água se apresenta turva, devido aos sólidos presentes
nos esgotos A sedimentação de sólidos resulta na formação de bancos de lodo.
Matéria orgânica
e oxigênio
dissolvido
Como o nome bem caracteriza, nesta zona há uma completa desordem, em relação
ã comunidade estável antes existente. 0 processo de decomposição da matéria
orgânica, efetuado pelos microrganimos decompositores, pode ter um inicio lento,
dependendo da adaptação dos seres decompositores aos despejos Normalmente,
rio caso de despejos predominantemente orgânicos, os microrganismos presentes
nas águas residuárias são os responsáveis pelo início da decomposição. Como esta
pode ser ainda incipiente, o consumo de oxigênio dissolvido para as at ividades
respiratórias dos microrganismos pode ser também reduzido, possibil itando a que
seja encontrado oxigênio dissolvido suficiente para a vida de peixes. Após a
adaptação dos microrganismos, a taxa de consumo da matéria orgânica atinge o
seu máximo, impl icando também na taxa máxima de consumo de oxigênio
dissolvido.
Microrganismos
decompositores
Aoós o período de adaptação, inicia-se a proliferação bacteriana, com uma
predominância maciça das lormas aeróbias, ou seja, que dependem do oxigênio.
Microrganismos
decompositores
disponível no meio para os seus processos metabólicos, As bactérias
decomposi loras, possuindo alimento em abundância, na forma da matéria orgânica
inlrodOzida petos despejos, e com suficiente oxigênio para a sua respiração, têm
amplas condições para o desenvolvimento e reprodução. 0 teor de matéria
orgânica apresenta o seu máximo no ponto de lançamento e. devido à
decomposição pelos microrganismos, principia a decrescer.
Subprodutos da
decomposição
Há um aumento nos teores de gás carbônico, um dos subprodutos do processo
respiratório microbiano. Com o aumento das concentrações de CO2, converl ido a
ácido carbônico na áaua, pode haver uma queda no pH da áqua, tornando-a mais
áçida
Lodo de fundo
No todo de fundo, devido â dif iculdade de intercâmbio gasoso com a atmosfera,
passam a prevalecer condições anaeróbias, isto ê, de ausência de oxigênio
dissolvido. Como consequência de tal, há a produção de gás sulfídrico, potencial
gerador de odores desagradáveis.
Nitrogênio Os compostos nitrogenadoscomplexos apresentam-se ainda em altos teores,
embora já ocorra a conversão de grande parte dos mesmos a amónia.
Comunidade
aquática
hfà 1 ima sffpsível d imj f l j j i íãe-daj iúmero de espécies de seres vivos, embora 0
Comunidade
aquática
nnmprn Hp inrljuirfuos em cada uma seja bem elevado, caracterizando um
Comunidade
aquática
ecoss!stema_2êrtu[bado, Há 0 desaparecimento das formas menos adaptadas e a
predominância e desenvolvimento das formas resistentes e melhor aparelhadas às
novas condições. A quant idade de bactérias d o j j r u p o colitorme. oriundas do t ra to /
intestinal humano, é bastante elevada, quando a poluição tem como fonte
contaminações de or igem humana, como esgotos domésticos. Ooorrem também
protozoários que se alimentam de bactérias, além de fungos que se alimentam da
matéria orgânica. A presença de algas é rara, devido à dif iculdade de penetração
da luz, em razão da turbidez da água, fruto dos sólidos em suspensão introduzidos,
pelos esgotos. Ocorre uma evasão de hidras, esponjas, musgos, crustáceos.. j j
moluscos e peixes. "
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
Z O N A DE D E C O M P O S I Ç Ã O ATIVA
Característica Descrição
Característica
geral
Após a fase inicial de perturbação do ecossistema, este principia a se organizar,
com os microrganismos desempenhando ativamente suas funções de
decomposição da matéria orgânica. Como consequência, os reflexos no corpo
d'água atingem os seus níveis mais acentuados, e a qualidade da água
apresenta-se em seu estado mais deteriorado.
Aspecto estético Observa-se ainda acentuada coloração na água e os depósitos de lodo escuro no
fundo.
Matéria orgânica
e oxigênio
dissolvido
Nesta zona o oxigênio dissolvido at iagaâ^üO3êI !2L5i22£®n! íâ£â0 Caso a
quantidade de esgoto lançada tenha sido de uma certa magnitude, pode ser que o
oxigênio dissolvido venha a ser totalmente consumido pelos microrganismos. Nesta
situação, tem-se condições de anaerobiose em toda a massaj igu idg, no trecho em
questão, Desaparece, consequentemente, a vida aeróbia, dando lugar â
predominância de organismos anaeróbios!
Microrganismos
decompositores
As bactérias decompositoras principiam a se reduzir em número, devido
principalmente à redução na disponibi l idade de alimento, em grande parte já
estabilizado. Outros fatores interagem ainda na sua redução, como luz, f loculaçâo,
adsorçâo, precipitação.
Subprodutos da
decomposição
Caso haja reações anaeróbias, os subprodutos são, além do gás carbônico e da
água. o metano, gás sulfídrico, mercaptanas e outros, vários deles responsáveis
pela geração de maus odores.
Nitrogênio
0 nitrogênio apresenta-se ainda na forma orgânica, embora a maior parte já se
encontre na forma de amónia. No final da zona, já com a presença de oxigênio
dissolvido, pode principiar a oxidação da amónia a nitrito.
Comunidade
aquática
0 número de bactérias entéricas, quer patogênicas ou não, diminui rapidamente
Isto se deve a que tais bactérias, adaptadas às condições ambientais prevalecentes
no trato intestinal humano, não resistem ãs novas condições ambientais,
predominantemente adversas à sua sobrevivência. 0 número de protozoários se
eleva, o que implica na ascençâo em um degrau na pirâmide alimentar, dentro do
processo de sucessão ecológica. Ocorre a presença de alguns microrgan ismos e
larvas de insetos, dotados de meios para sobreviver nas condições predominantes.
No entanto, a macrofauna é ainda restrita em espécies. Não voltaram a surgir ainda
as hidras, esponjas, musgos, crustáceos, moluscos e peixes.
Impado do lançamento de efluentes nos corpos receptores 9 7
Z O N A D E R E C U P E R A Ç Ã O
Característica Descrição
Característica
qeral
Após a fase de intenso consumo de matéria orgânica e de degradação do ambiente
aquático, inicia-se a etapa de recuperação.
Aspecto estético
A áqua está mais clara e a sua aparência geral apresenta-se grandemente
melhorada. Os depósitos de lodo sedimentados no (undo apresentam uma textura
mais nranularia e não tâo li na. não havendo mais desprendimento de aases ou de
mau cheiro.
Matéria orgânica
e oxigênio
dissolvido
A matéria orqànica, intensamente consumida nas zonas anteriores, já se encontra
grandemente estabilizada, ou seja, transformada em compostos inerlfis. Isto impl ica
em que o consumo de oxigênio, através da respiração bacteriana, seja mais
reduzido, Com isso, paralelamente áintrodução de oxigênio atmosférico na massa
liquida, aumentam os teores de oxigênio dissolvido (a produção de oxigênio pela
reaeração atmosférica passa a ser maior que o consumo de oxigênio para a
estabil ização da matéria orgânica). As condições anaeróbias possivelmente
preponderantes na zona anterior não mais ocorrem. Isto traz como consequência
uma nova mudança na launa e na tlora aquáticas.
Nitrogênio
A arnõnia é convertida a nitritos e estes a nitratos Além destes, os compostos de
fósforo são transformados a losfatos. Ocorre, portanto, uma fertilização do meio,
pela produção dos sais minerais (nitratos e-fosfatos), os quais são nutrientes para as
algas.
Algas
Devido á presença de nutrientes, e ã maior transparência da água {proporcionando
uma maior penetração da luz). t i^_conti içciesi iaia.o desaQro iwnen tsJas j j l gas .
Com a sua presença, há a produção de oxigênio pela lolossintese, elevando ainda
mais os teores de oxigênio dissolvido no meio. Ainda em decorrência da presença
de algas, ocorre uma maior diversificação da cadeia alimentar, em razão do
desenvolvimento de microrganismos heterotróficos que delas se alimentam.
Comunidade
aquática
0 numero de bactérias encontra-se bem mais reduzido e, como consequência,
também o de protozoários bacleriólagos. As algas apresenlam-se em franca
reprodução. As primeiras a aparecer são as algas azuis, na superfície e nas
margens, depois os flagelados e aigas verdes e, finalmente, as diatomáceas, Os
mícrocrustáceos ocorrem em seu máximo, apresentando-se ainda em grande
número os moluscos e vários vermes, dinoflagelados. esponjas, musgos e larvas de
insetos. A cadeia alimenlar está mais diversificada, gerando a alimentação dos
primeiros peixes, mais tolerantes,
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
Z O N A DE Á G U A S LIMPAS ^
Característica Descrição
Característica
geral
As águas apresentam-se novamente limpas, voltando a ser atingidas as condições
normais anteriores à poluição, pelo menos no que diz respeito ao oxigênio
dissolvido, á matéria orgânica e aos teores de bactérias e, provavelmente, de
organismos patogênicos
Aspecto estético A aparência da água encontra-se similar á anteiior á ocorrência da poluição
Matéria orgânica
e oxigênio
dissolvido
Na massa liquida há a predominância das formas completamente oxidadas e
estáveis dos compostos minerais, embora o lodo de fundo não esteja
necessariamente estabilizado, A concentração de oxigênio é próxima â de
saturação, devido ao baixo consumo pela população microbiana e à possivelmente
elevada produção pelas algas.
Comunidade
aquática
Devido à mineralização ocorrida na zona anterior, as águas são agora mais ricas em
nu!rientg£-dQ_que ajjtes da poluição. Assim, a produção de algas é bem maior. Há o
restabelecimento da cadeia alimentar normal. São encontradas ninfas de odonatas,
efemérides, assim como grandes crustáceos de água doce, moluscos e vários
peixes. A diversidade de espécies é grande. 0 ecossistema encontra-se estável e a
comunidade atinge novamente o climax.
ETFES -Biblioteca
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 99
ZONAS DE AUTODEPURAÇÃO^
ESGOTOS
CURSO DÁGUA
Matéria
orgânica
MATERIA O R G Â N I C A
distância
Bactérias
BACTÉRIASdistância
Oxigênio
dissolvido
OXIGÊNIO DISSOLVIDO
distância
ZONAS
Aguas limpas
Degradação
Decomposição ativa
Recuperação
Águas limpas
r i u , | , 2 , IViíil e s q u e m á t i c o da concen t r ação cia maté r ia o rgânica , bactér ias dccompos i t o r a s e o x i g ê n i o
dissolvido nu liinj;i) do [lurciirso no c u r s o d 'Agua. De l imi tação das zonas de au todepuração .
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
^ ET rES-Bibl ioteca
1.3. O balanço do oxigênio dissolvido 7
1.3.1. Fatores interagcntes no balanço dc OD
1.3.1.1. Introdução
Em termos ecológicos, a repercussão mais nociva da poluição de um corpo d'água
por matéria orgânica é a queda nos níveis de oxigênio dissolvido, causada pela
respiração dos microrganismos envolvidos na depuração dos esgotos. O impacto é
estendido a toda a comunidade aquática, e cada redução nos teores de oxigênio
dissolvido é seletiva para determinadas espécies.
O oxigênio dissolvido tem sido utilizado tradicionalmente para a determinação
do grau de poluição e de autodepuração em cursos d'água. A sua medição é simples,
e o seu teor pode ser expresso em concentrações, quantificáveis e passíveis de
modelagem matemática.
As águas constituem ambientes bastante pobres em oxigênio, em virtude da baixa
solubilidade deste. Enquanto no ar a sua concentração é da ordem de 270 mg/l, na
água, nas condições normais de temperatura e pressão, a sua concentração se reduz
aproximadamente a apenas 9 mg/l. Desta forma, qualquer consumo em maior
quantidade traz sensíveis repercussões quanto ao teor de oxigênio dissolvido na massa
líquida.
No processo de autodepuração há unnf Ibalançohntre as fontes de consumo e as
fontes de produção de oxigênio. Quandó a taxa de consumo é superior à taxa de
produção, a concentração de oxigênio tende a decrescer, ocorrendo o inverso quando
a taxa de consumo é inferior à taxa de produção. Os principais fenômenos interagentes
no balanço do oxigênio dissolvido em um curso d'água encontram-se apresentados
na Figura 1.3, e listados no Quadro 1.1.
FENÔMENOS INTERAGENTES NO BALANÇO DO OD
reaeraçõo
atmosférica
DBO solúvel OD " rftriB^^A«
e finamente parliculada mtriticaçao
(oxidação)
r
demanda bentônica
DBO suspensa QQQ q d
(sedimentação)
OD
DBO ^ J revolvimento
Fig. 1.3. Mecanismos interagentes no balanço do oxigênio dissolvido
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 101
Quadro 1.1 Principais fenômenos intcragentes no balanço do OD
Consumo de oxigénio Produção de oxigênio
-, ox idação da matéria orgânica (respiração) • reaeração atmosférica
- demanda bentònica (lodo de 1 undo) - fotossíntese
- nitrif icação (oxidação da amónia)
1.3.1.2. Consumo dc oxigênio
a) Oxidação da matéria orgânica
A matéria orgânica nos esgotos se apresenta cm duas formas: em suspensão c
dissolvida. A matéria em suspensão tende a sedimentar no corpo d'água, formando
o lodo de fundo. A matéria dissolvida, conjuntamente com a matéria suspensa de
pequenas dimensões (dificilmente sedimentável) permanece na massa líquida.
A oxidação desta matéria orgânica corresponde ao principal fator dc consumo de
oxigênio. O consumo dc OD se deve à respiração dos microrganismos decomposit«-• * . _ - _
res, principalmente as bactérias heterotróficas aeróbias. A equação simplificada da
estabilização da matéria orgânica é:
matéria orgânica + O2 + bactérias —> CO 2 + /h() + bactérias energia {1.1)
As bactérias, na presença de oxigênio, convertem a matéria orgânica a compostos
simples e inertes, como água e gás carbônico. Com isto, elas tendem a crescer e se
reproduzir, gerando mais bactérias, enquanto houver disponibilidade de alimento
(matéria orgânica) c oxigênio no meio.
I)) Demanda bcntôiiica
A matéria orgânica em suspensão que se sedimentou, formando o lodo dc fundo,
necessita ser também estabilizada. Grande parte desta estabilização seda em condi-
ções anaeróbias, em virtude da dificuldade da penetração do oxigênio na camada dc
lodo. Esta forma de estabilização, por ser anaeróbia, não implica, portanto, em
consumo de oxigênio.
No entanto, a camada superior do lodo, da ordem dc alguns milímetros de
espessura, tem ainda acesso ao oxigénio da massa líquida sobrenadantg^A estabili-
zação do lodo se dá aerobiamente nesta fina camada, resultando 110 consumo de
oxigênio. Ademais, alguns subprodutos parciais da decomposição anaeróbia podem
se dissolver, atravessar a camada aeróbia do lodo, e se difundir na massa líquida,
exercendo uma demanda de oxigênio. A demanda de oxigênio originada por este
conjunto de fatores gerados pelo lodo de fundo é denominada demanda bentônica.
Um outro fator que pode causar consumo de oxigênio é a reintrodução na massa
líquida dn matéria orgânica anteriormente sedimentada, causada pelo revolvimenlo
a camada de lodo. Este revol vi mento ocorre em ocasiões de aumento de vazão e da
1 0 2 Introdução 11 qualidade das águas e ao tratamento dc esgolos
ETFES - Biblioteca
velocidade de escoamento das águas. O lodo, não estando ainda totalmente estabili-
zado, representa uma nova fonte de demanda de oxigênio.
A representatividade da demanda bentônica e do revolvimento do lodo no balanço
do oxigênio depende de uma série de fatores simultaneamente interagentes, vários
deles dc difícil quantificação.
c) Nitrificação
Um outro processo de oxidação é o referente às formas nitrogenadas, responsável
pela transformação da amónia em nitritos e estes em nitratos, no fenômeno denomi-
nado nitrificação.
Os microrganismos envolvidos neste processo são autótrofos quimiossintetizan-
tes, para os quais o dióxido de carbono é a principal fonte de carbono, e a energia é
obtida através da oxidação de um substrato inorgânico, como a amónia.
A transformação da amónia em nitritos se dá segundo a seguinte reação simplifi-
cada:
amónia + O2 —> nitrilo + H+ + H?0 + energia (1-2)
A transformação do nitri to em nitrato ocorre a seguir, de acordo com a reação
simplificada:
ni trilo + O2 —> nitrato + energia (1.3)
Observa-se que em ambas as reações há consumo de oxigênio. Este consumo é
referido como demanda nitrogenada ou demanda de segundo estágio, por ocorrer
numa fase posterior à das reações de desoxigenação carbonácea. Tal se deve ao fato
de que as bactérias nitrificantes têm uma taxa de crescimento mais lenta do que as
bactérias heterotróficas, implicando em que a nitrificação ocorra também mais
lentamente.
1.3.1.3. Produção dc oxigênio
a) Reaeração atmosférica
A reaeração atmosférica é frequentemente o principal fator responsável pela
introdução de oxigênio no meio líquido.
A transferência dc gases é um fenômeno físico, através do qual moléculas de gases
• >ão intercambiadas entre o líquido e o gás pela sua interface, liste intercâmbio resulta
num aumento da concentração do gás na fase líquida, caso esta fase não esteja saturada
com o gás.
Isto é o que ocorre em um curso d'água, cu ja concentração de oxigênio dissolvido
reduziu-se devido aos processos de estabilização da matéria orgânica. Assim, os
Icores de OD são inferiores aos de saturação, que são ditados pela solubilidade do
ms a dadas condições de temperatura e pressão. Nesta situação, diz-se haver um
déficit de oxigênio. Desta forma, desde que haja 11111 déiicit, há uma busca para uma
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 0 3
nova situação de equilíbrio, permitindo que haja uma maior absorção de oxigênio
peln massa líquida.
A transferência de oxigênio da fase gasosa para a fase líquida se dá basicamente
através dc dois mecanismos:
difusão molecular
f
difusão turbulenta
lim um corpo d'água com a massa líquida praticamente parada predomina a
difusão molecular. Esta pode ser descrita comoa tendência de qualquer substância
• li sc espalhar uniformemente por todo o espaço disponível. No entanto, este
mecanismo é bastante lento, requerendo muito tempo para que um gás atinja as
t atuadas mais profundas do corpo d'água.
() mecanismo da difusão turbulenta é bem mais eficiente, pois envolve os dois
principais fatores de uma eficaz aeração: criação de interfaces e renovação destas
interfaces. O primeiro é importante, pois é através das interfaces que ocorrem os
intercâmbios gasosos. O segundo é também significativo, pois a pronta renovação
• l.r. Interfaces permite que se evite pontos de saturação localizada, além de conduzir
d j'as p.ira as várias profundidades da massa líquida, devido à maior mistura.
A condição de difusão a predominar é função das características hidrodinâmicas
do corpo d'água. Um rio de menor profundidade, com corredeiras, apresenta exce-
lentes condições para uma eficiente turbulência. Nestas condições, a difusão mole-
nilar é desprezível. Por outro lado, em lagos, tende a predominar a difusão molecular,
.1 menos que o vento promova uma maior mistura e renovação da interface.
I>) Fotossíntese
A fotossíntese é o principal processo utilizado pelos seres autotróficos para a
síntese da matéria orgânica, sendo característica dos organismos clorofilados.
O processo se realiza somente em presença de energia luminosa, segundo a
seguinte equação simplificada, pois ocorrem inúmeras etapas intermediárias:
CO2 + HiO + energia luminosa —> matéria orgânica + O2 (1.4)
A respiração apresenta uma reação exatamente oposta à da fotossíntese.
Knqunnto a fotossíntese constitui um processo de fixação da energia luminosa e a
formação de moléculas de glicose de alta energia potencial, a respiração é essencial-
mente o inverso, isto é, a liberação desta energia para sua posterior utilização nos
processos metabólicos (Branco, 1976).
A dependência da luz condiciona a distribuição dos seres fotossíntetizantes a
locais aonde essa possa penetrai". Em águas com certa turbidez, oriunda quer da
desagregação de partículas do solo (bastante frequente em nossa condições), quer da
introdução de sólidos em suspensão contidos nos despejos, a possibilidade da
pii-.cnva di' alj.;as r menor e, por conseguinte, mais reduzido o fenômeno da fotos-
• ii]li".< lv.it é patenteado nas primeiras zonas de autodepuração, onde há predomi-
100 Introdução 11 qualidade das águas e ao tratamento dc esgolos
ETFES - B ib l io teca
nância quase que exclusiva de organismos heterótrofos, ou seja, a respiração supera
a produção.
No cômputo gerai, os seres autotróficos realizam muito mais síntese do que
oxidação, gerando sempre um saldo de compostos orgânicos que constituem a reserva
de energia para os seres hetrotróficos, além de um superávit de oxigênio que permite
a respiração dos outros organismos. .
1.3.2. Fatores abrangidos pelos modelos simplificados
1.3.2.1. Fenômenos incorporados no balanço do oxigênio dissolvido
Existem modelos matemáticos que incoiporam todos os fenômenos descritos
acima no balanço do oxigênio dissolvido (Camp, 1954; EPA, 1985). No entanto, no
presente texto, são abordados unicamente os dois principais fatores, a saber:
• consumo de oxigênio: oxidação da matéria orgânica (respiração)
• produção de oxigênio: reaeração atmosférica.
Naturalmente há casos em que se justifica a inclusão dos outros fatores, por serem
estes, em determinadas situações, importantes no balanço do oxigênio dissolvido. No
entanto, os trabalhos de campo e laboratório necessários para uma confiável avaliação
destes parâmetros necessitam ser realizados intensivamente e com o máximo rigor,
o que reveste o estudo de uma grande complexidade. A adoção de modelos matemá-
ticos mais sofisticados exige a disponibilidade de equipamentos modernos, tempo e
recursos financeiros compatíveis com a formulação proposta, o que nem sempre pode
se tornar realidade em nosso país. Desta forma, no presente texto se adota a versão
mais simplificada do modelo, que possibilita a identificação mais fácil de eventuais
problemas na sua estrutura e nos valores dos parâmetros. Esta postura é adotada em
grande parte dos modelos de qualidadedas águas superficiais, principalmente aqueles
utilizados com o intuito de dar suporte ao planejamento da bacia hidrográfica. Uma
ampla discussão sobre este ponto é apresentada em von Sperling (1983).
Deve-se esclarecer ainda que o modelo a ser descrito é restrito às condições
aeróbias no corpo d'água. Em condições anaeróbias, a taxa de estabilização da
matéria orgânica é inferior, sendo processada por uma biomassa de características
totalmente diversas. Existem modelos que levam em consideração os trechos em
condições anaeróbias (Gundelach e Castillo, 1976; Del Picchia, sem data).
1.3.2.2. Representação hidráulica
Na estrutura do modelo, deve ser levado em consideração o regime hidráulico do
curso d'água. Há basicamente três tipos de modelos hidráulicos para um corpo d'água
(ver Figura 1.4):
• fluxo em pistão •/
• mistura completa
• fluxo disperso
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 0 5
PRINCIPAIS MODELOS HIDRÁULICOS PARA UM CORPO D'ÂGUA
FíK- 1.4. Diferentes regimes hidráulicos para um corpo d';Sguíi.
Um corpo d'água em regime de mistura completei ideal se caracteriza por ter em
todos os pontos dn massa líquida a mesma concentração. Assim, a concentração
efluente é igual à concentração em qualquer ponto do corpo d'água. Tal se aplica
principalmente ao caso de lagos e represas bem misturadas.
Um corpo d'água predominantemente linear, como um rio, pode ser caracterizado
através do regime defluxo em pistão. No fluxo em pistão ideal não há intercâmbios
entre as seções de jusante e de montante. Cada seção funciona como um êmbolo (ou
um pistão), no qual a qual idade da água ca mesma em todos os pontos, e a comunidade
sc apresenta adaptada às condições ecológicas prevalecentes em cada instante, A
medida em que o êmbolo flui para jusante, nele vão sc processando as diversas reações
da autodepuração, 1 Iidraulicamente, este modelo é similar ao cnso em que um
recipiente com água, igual ao êmbolo, permanece o mesmo período dc tempo, sujeito
às mesmas reações c fenômenos do rio, apresentando em cada instante, portanto, n
mesma qualidade que o êmbolo no curso d'água (ver Figura 1.5). /
1 0 6 Introdução 11 qualidade das águas e ao tratamento dc esgolos
ETFES - Biblioteca
COMPARAÇÃO ENTRE A REAÇÃO EM UM REATOR
DE FLUXO EM PISTÃO E EM UM RECIPIENTE
t=0
Fij». 1.5. Comparação entre um recipiente c um êmbolo cm um fluxo em pistão
As duas representações acima são para situações idealizadas. Na realidade, os corpos
d'agua apresentam uma característica de dispersão dos poluentes intermediária entre
as duas situações extremas: dispersão total (mistura completa) e dispersão nula (fluxo
em pistão). Assim, os corpos d'água, ou trechos deles, podem ser caracterizados por
um coeficiente de dispersão. Coeficientes elevados aproximam o corpo d'água ao
regime de mistura completa, ao passo que coeficientes reduzidos aproximam-no ao
fluxo em pistão. Há alguns modelos matemáticos que representam o corpo d'água
através do regime de fluxo disperso (EPA, 1985). Tal é particularmente relevante
quando se tem rios sob influênciaestuarina ou com velocidades de fluxo bem baixas.
No presente texto, adota-se a solução simplificada dc considerar o curso d'água
através do regime de fluxo em pistão, suficiente para a maior parte das situações.
1.3.3. A curva do oxigênio dissolvido
Ao decréscimo do oxigênio dissolvido na massa líquida dá-se o nome de depleção
do oxigênio.
Em termos de engenharia ambiental, assume interesse a análise da depleção ao
longo do curso d'água, represenlando-se graficamente o fenômeno por uma curva do
perfil de OD (oxigênio dissolvido).Neste, o eixo vertical representa as concentrações
de OD, e o eixo horizontal, a distância ou o tempo de percurso, ao longo do qual se
processam as transformações dc ordem bioquímica. Pela análise do gráfico, podem
ser obtidos, entre outros, os seguintes pontos:
- identificação das consequências da poluição
- vinculação da poluição com as zonas de autodepuração
- importância relativa do consumo e da produção de oxigênio
- ponto crítico de menor concentração de OD
- comparação entre a concentração crítica de oxigênio no corpo d'água e a
concentração mínima estabelecida pela legislação
- loca! onde o curso d'água volta a atingir as condições desejadas
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 107
A modelagem destes aspectos depende fundamentalmente da compreensão dos
dois principais fenômenos interagentes no balanço do oxigênio dissolvido: desoxi-
genação e reaeração atmosférica. Estes tópicos são abordados nos itens a seguir.
^ . 4 . Cinética da desoxigenação
1.4.1. Formulação matemát ica
Como já visto, o principal efeito ecológico da poluição orgânica em um curso
d'água é o decréscimo dos teores de oxigênio dissolvido. Este decréscimo está
associado à Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO), descrita 110 Capitulo "Carac-
terísticas das Águas Residuárias". Por uma questão de padronização, utiliza-se
frequentemente o conceito da DBO padrão, expressa por DBO520 c . No entanto, o
consumo de oxigênio na amostra varia ao longo do tempo, ou seja, o valor da DBO,
em dias distintos, é diferente. O objetivo do presente item é analisar matematicamente
como o consumo de oxigênio progride ao longo do tempo.
O conceito da DBO, representando tanto a matéria orgânica quanto o consumo
de oxigênio, pode ser entendido por estes dois ângulos distintos:
• DBO remanescente: concentração de matéria orgânica remanescente na massa
líquida em um dado instante
• DBO exercida: oxigênio consumido para estabilizar a matéria orgânica até este
instante
A progressão da DBO ao longo do tempo, segundo estes dois conceitos, pode ser
vista na Figura 1.6.
PROGRESSÃO TEMPORAL DA OXIDAÇÃO DA MATÉRIA ORGÂNICA
/
consumo acumulado
de oxigênio
(DBO exercida)
\ /
\ /
/ S
/ / ^
' matéria orgânica
$ / (DBO remanescente)
Tempo (dias)
Fig. 1.6. DBO exercida (oxigênio consumido) c D130 remanescente (matéria orgânica remanescente) ao
longo do tempo
108 Introdução 11 qualidade das águas e ao tratamento dc esgolos
As duas curvas são simétricas, em imagem de espelho. No tempo igual a zero, a
matéria orgânica se apresenta em sua concentração total, enquanto o oxigênio
consumido é zero. Com o passar do tempo, a matéria orgânica remanescente vai se
reduzindo, implicando no aumento do consumo acumulado de oxigênio. Após um
período de vários dias, a matéria orgânica está praticamente toda estabilizada (DBO
remanescente igual a zero), ao passo que o consumo de oxigênio está praticamente
lodo exercido (DBO totalmente exercida). É importante a compreensão deste fenô-
meno, pois ambas as curvas são parte integrante do modelo de oxigênio dissolvido.
A cinética da reação da matéria orgânica remanescente (DBO remanescente) se
processa segundo uma reação de primeira ordem, Uma reação de primeira ordem é
aquela na qual a taxa de mudança da concentração de uma substância é proporcional
à primeira potência da concentração. As reações de primeira ordem são de fundamen-
tal importância dentro da Engenharia Ambiental, já que várias reações são modeladas
segundo esta cinética. A equação da progressão da DBO remanescente pode ser
expressa de acordo com a seguinte equação diferencial:
~ = - * i . L (1.5)
onde:
L = concentração de DBO remanescente (mg/l)
t = tempo (dia)
Kj = coeficiente de desoxigenação (dia"')
A interpretação da Equação 1.5 se faz no sentido de que a taxa de oxidação da
matéria orgânica (dL/dt) é proporcional à matéria orgânica ainda remanescente (L),
em um tempo t qualquer. Assim, quanto maior a concentração de DBO, mais
rapidamente se processará a desoxigenação. Após um certo tempo, em que a DBO
estiver reduzida pela estabilização, a taxa de reação será menor, em virtude da menor
concentração da matéria orgânica.
O coeficiente de desoxigenação Ki é um parâmetro de grande importância na
modelagem do oxigênio dissolvido, sendo discutido 110 item seguinte.
A integração da Equação 1.5, entre os limites de L=Lt, e L=Lt, e t=0 e t=t. conduz a:
L = Lo.e~K (1-6)
onde:
L = DBO remanescente em um tempo t qualquer (mg/l)
Lo = DBO remanescente em t=0 (mg/l)
Deve-se atentar para o fato de que, várias vezes, esta equação é escrita na forma
decimal (base 10), ao invés da base e. Ambas as formas são equivalentes, desde que
o coeficiente Ki seja expresso na forma correta (Ki „ - 2,3. Ki hvxe to)- No presente
texto, os valores dos coeficientes são apresentados na base e.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 0 9
Em termos de consumo de oxigênio, é importante a quantificação da DBO
exercida. Esta é obtida através da Equação 1.6, conduzindo a:
y = U.{\-e'Ki') (1.7)
onde:
y = DBO exercida em um tempo t (mg/l). Notar que y=L0-L.
Lo • DBO remanescente, em t=0 (como definido acima), ou DBO exercida (em
l=oo). Também denominada demanda última, pelo fato de representar a DBO total
ao final da estabilização (mg/l).
Exemplo 1.1.
A interpretação de análises de laboratório de uma amostra de água de um rio
a jusante de tini lançamento de esgotos conduziu aos seguintes valores: (a)
Coeficiente de desoxigenação: Ki = 0,25 d'1; (b) demanda última L„ ' 100
mg/l. Calculara DBO exercida a 1, 5 e 20 dias.
Solução:
Utilizando-se a Equação 1.7, onde y - L,,. (1-é
• Para t-1 dia:
-KI.I ). tem-se:
„-0.25* 1 ) = 22 mg/l y, = 100 (1-e*
• Para t-5 dias:
y$ = 100 (l-e0-2™) = 71 mg/l (= DB0>)
• Para t=20 dias:
y2o = 100 (l-e0'25*20) = 99 mg/l
PROGRESSÃO DO CONSUMO DE OXIGÊNIO
DeO(mg^ 50
/
I líi
5 10 15 20
TCMPO{ilta«|
Observa-se que a 20 dias a DBO já está praticamente toda exercida (_V20
praticamente igual a L,).
A relação entre a DBO-, e a demanda última L,, é: 71/100 = 0,71. Assim, ao
quinto dia, aproximadamente 71% do consumo de oxigênio já foi exercido ou, em
outras palavras, 71% da ma teria orgânica total (expressa em termos de DBO)
já foi estabilizada. Inversamente, a relação L,/DBOs é igual a 100/71 = 1,41.
"plrft/rdLc".
Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
1.4.2. O coeficiente de desoxigenação Ki - {j b í I O f Q O
O coeficiente K i depende das características da matéria orgânica, além da temperatura
e da presença de substâncias inibidoras. Efluentes tratados, por exemplo, possuem
uma taxa de degradação mais lenta, pelo fato da maior parte da matéria orgânica mais
facilmente assimilável já ter sido removida, restando apenas a parcela de estabilização
mais vagarosa. Valores médios dc Ki encontram-se apresentados no Quadro 1.2.
Quadro 1.2 Valores típicos de K| (base e. 20°C)
Or igem K , ( d i a 1 )
Água residuária concen t rada 0,35 - 0,45
Agua residuária de ba ixa concent ração 0,30 - 0 ,40
Efluente pr imár io 0,30 - 0.40
Efluente secundár io 0 , 1 2 - 0 , 2 4
Rios c o m águas l impas 0,09 - 0,21
Agua para abas tec imento púb l i co < 0 , 1 2
Ponte: Adaptado de Fair et al, 1973. Arceivala. 1981
Dezenas de amostras obtidas nos principais cursos d'agua da Região Metropoli-
tana de Belo Horizonte conduziram a um valor médio de K| igual a 0,28 dia"', com
um desvio padrão deü, 18 dia"1 (von Sperling, 1983).
A Figura 1.8 ilustra a influência do valor de K i, através das trajetórias do consumo
acumulado de oxigênio de duas amostras com diferentes valores de K|, e mesmo valor
da demanda última (Lo=100 mg/l). A amostra com maior K| (0,25 d*1)apresenta uma
taxa de consumo de oxigênio mais rápida, comparada com a amostra de menor K|
(0,10 d"1). Valores de DBO próximos à demanda última são mais rapidamente
atingidos com a amostra com o maior K|.
PROGRESSÃO DO CONSUMO DE OXIGÉNIO
PARA UM MESMO VALOR DE LO (100 mg/l) E DIFERENTES VALORES DE K1
TEMPO (dias)
1' iH- 1 .8 . T r a j e t ó r i a d o c o n s u m o tlc o x i g ê n i o p a r a d i f e r e n t e s v a l o r e s d c K |
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 1 1
Hxi stem processos matemáticos e estatísticos que podem ser utilizados para a
determinação do coeficiente de desoxigenação, caso se disponha de amostras da água
.1 ser analisada. Os dados de entrada para tais métodos são os valores da DBO exercida
.1 vários dias, tipicamente dias ], 2, 3, 4 e 5, ou I, 3, 5, 7 e 9. Desta forma, os testes
de laboratório devem incluir, não apenas a DBO a 5 dias, mas também a DBO em
outros dias, para que se possa estimar a taxa de desoxigenação. Os métodos mais
conhecidos para a determinação de Ki são:
• método dos mínimos quadrados, de Reed-Theriault (apud Barnwell, 1980)
• método da inclinação, de Thomas (1937)
• método dos momentos, de Moore, Thomas e Snow (1950)
• método de Thomas (apud Povinelli, 1973; Metcalf & Eddy, 1981)
• método da diferença de logaritmos, de Fair (1936)
I Ima descrição completa destes métodos, incluindo exemplos de cálculo e uma
comparação entre a sua eficiência, foi efetuada por von Sperling (1983; 1985a). Além
disso, a facilidade de acesso a programas estatísticos em microcomputadores facilitou
sobremaneira a determinação de KL. Pode-se utilizar métodos de regressão não
linear, ajustados aos vários pontos experimentais de t e DBO, para se obter os valores
dos parâmetros K i e Lu. Para o presente texto, é suficiente a utilização dos valores de
Ki pelo quadro de valores típicos (Quadro 1.2).
A importância do coeficiente K| e a relatividade do conceito da DBOj podem ser
analisadas através do seguinte exemplo (ver Figura 1.8). Duas amostras distintas
apresentam o mesmo valor da DBOs (100 mg/l). Aparentementemente, tal poderia
induzir à conclusão de que o impacto em termos de consumo de oxigênio dissolvido
é o mesmo nas duas situações. No entanto, caso se determine a progressão da DBO
a vários dias, observa-se que os valores são diferentes em todos os dias, com exceção
do quinto dia. Tal se deve ao fato de que os coeficientes de desoxigenação são distintos
nas duas amostras. A primeira apresenta uma taxa de estabilização mais lenta
(K i=0,10 dia"1), implicando numa DBO última elevada, e não completa ainda no dia
20. A segunda amostra apresenta um K| mais elevado (Ki=0,25 dia1), e a demanda
é praticamente toda satisfeita ao final de 20 dias.
Tais considerações enfatizam o aspecto de que a interpretação dos dados da DBO
deve estar sempre vinculada ao conceito do coeficiente de desoxigenação e, por
conseguinte, da taxa de oxidação da matéria orgânica. Este comentário se aplica
principalmente quando se tem despejos industriais, passíveis de apresentarem uma
grande variabilidade com relação à biodegradabilidade, ou à taxa de estabilização.
1.4,3. A influência da temperatura
A temperatura tem uma grande influência no metabolismo microbiano, afetando,
por conseguinte, as taxas de estabilização da matéria orgânica. A relação empírica
entre a temperatura e a taxa de desoxigenação pode ser expressa da seguinte forma:
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
kít=Kí20.Q™ (1.8)
onde:
K I t = KI a uma temperatura T qualquer (dia-1)
Kl2o = Ki a uma temperatura T=20°C (dia"1)'
T = temperatura do líquido (°C)
0 = coeficiente de temperatura (-)
PROGRESSÃO DO CONSUMO DE OXIGÊNIO
PARA UM MESMO VALOR DE DB05 [100 mg/l) E DIFERENTES VALORES DE K1
TEMPO (dias)
Fig. 1.8. Influência do coef ic iente Ki na progressão da DBO. Duas amostras com o mesmo valor da D BO
a 5 dias ( Í 0 0 mg/1) e diferentes valores de K | .
Um valor usualmente empregado de 0 é 1,047. A interpretação deste valor, com
relação à Equação 1.8 é de que o valor de Ki aumenta 4,7% a cada acréscimo de 1°C
na temperatura da água.
Um outro aspecto a ser comentado é o de que a elevação da temperatura aumenta
o Kj, mas não altera o valor da demanda última L0, que passa a ser apenas mais
rapidamente satisfeita.
1.5. Cinética da reacração
1.5.1. Formulação matemática
Quando a água é exposta a um gás, ocorre um contínuo intercâmbio de moléculas
da fase líquida para a gasosa e vice-versa. Tão logo a concentração de solubilidade
na fase líquida seja atingida, ambos os fluxos passam a ser de igual magnitude, de
modo a não ocorrer uma mudança global das concentrações do gás em ambas as fases.
Este equilíbrio dinâmico define a concentração de saturação (Cs) do gás na fase
líquida.
No entanto, caso haja algum consumo do gás dissolvido na fase líquida, o
principal fluxo de transferência é na direção gás-líquido, atuando no sentido de
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 1 3
restabelecer o equilíbrio. O processo da reaeração atmosférica se desenvolve segundo
este conceito. O consumo do oxigênio nos processos de estabilização da matéria
orgânica faz com que as concentrações deste no meio líquido estejam abaixo da
saturação. Devido a tal, há uma maior passagem do oxigênio atmosférico para a massa
líquida (Figura 1.9).
TROCAS GASOSAS NA INTERFACE GÁS-LÍQUIDO
SISTEMA EM EQUILÍBRIO LÍQUIDO DEFICIENTE
Fig. 1.9. Trocas gasosas era um sistema em equilíbrio e em um liquido com deficiência do gás dissolvido
A cinética da reaeração pode ser também caracterizada por uma reação de primeira
ordem (da mesma forma que a desoxigenação), segundo a seguinte equação:
§ = (1.9)
dt Ce s-V ,
onde:
D = déficit de oxigênio dissolvido, ou seja, a diferença entre a concentração de
saturação (Cs) e a concentração existente em um tempo t (C) (= Cs - C) (mg/l)
t = tempo (dia)
K2 = coeficiente de reaeração (base e) (dia"1)
Através da Equação 1.9, observa-se que a taxa de absorção de oxigênio é direta-
mente proporcional ao déficit existente. Quanto maior o déficit, maior a "avidez" da
massa líquida pelo oxigênio, implicando em que a taxa de transferência seja maior.
A integração da Equação 1.9, com D„ em t=0, fornece:
(1.10)
onde:
Do = déficit de oxigênio inicial (mg/l)
Em termos gráficos, a progressão do déficit (D=Cs-C) e da concentração de OD
(C) podem ser visualizados na Figura 1.10. Observa-se que as curvas do déficit e da
D = D0.e~Kl-'
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
concentração são simétricas e em imagem de espelho. À medida em que a concen-
tração de OD se eleva devido à reaeração, o déficit diminui.
PROGRESSÃO TEMPORAL DO DEFICIT E DA
CONCENTRAÇÃO DE OXIGÉNIO DISSOLVIDO M .
Cs
C v I Vf
<
\ concentração de OD
\
/
\
/ \
/
/ défici t de OD
Tempo (dias)
. F i y . 1 .10. P rog re s são temporal da concen t r ação e do déf ic i t de ox igên io dissolvido
1.5.2. O coeficiente de reaeração Ki
Em uma amostra d'ãgua, pode-se determinar o valor do coeficiente K: através de
métodos estatísticos. Tais fundamentam-se basicamente na análise da regressão, quer
na equação original 1.2, quer em alguma transformação logarítmica da mesma. Os
dados de entrada são os valores de OD a diversos t. Os dados de saída são a
concentração de saturação Cs e o coeficiente K2. A-análise destes métodos encontra-se
fora do escopo do presente texto.
A seleção do valor do coeficiente K2 tem uma maior influência nos resultados do
balanço de oxigênio dissolvido do que o coeficiente K|, pelo fato das faixas de
variação do último serem mais estreitas. Existem três métodos para a obtenção de um
valor para o coeficienteK?:
• valores médios tabelados
• valores em função das características hidráulicas do corpo d'água
• valores correlacionados com a vazão do curso d*água
a) Valores médios tabelados
Alguns pesquisadores, estudando corpos d'água de diversas características, obti-
veram valores médios de K2, apresentados no Quadro 1.3.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 115
Q u a d r o 1.3 Valores típicos de K2 (base e, 20°C)
Corpo cTágua
Kg {dia )
Prolundo Raso
I '»(.planas lagoas
M o s vagarosos, g randes lagos
( i m n d e s rios c o m baixa ve loc idade
Ur t i ndes r ios c o m ve loc idade normal
Rloa ráp idos
1 nrmr io i ras e q u e d a s d 'água
0.12
0.23
0,37
0 / 6
0,69
> 1,15
0,23
0,3?
0,46
0,69
1.15
> 1,61
I Iifila I ntf cil al (1973), Arceivala(1981)
Corpos d'agua mais rasos e mais velozes tendem a possuir um maior coeficiente
tlc reaeração, devido, respectivamente, à maior facilidade de mistura ao longo da
profundidade e à criação de maiores turbulências na superfície (ver Figura 1.11). Os
valores do Quadro 1.3 podem ser usados na ausência de dados específicos acerca do
liirpo d'água. Deve-se levarem consideração, no entanto, que os valores constantes
desta tabela são usualmente menores do que os obtidos pelos outros métodos,
expostos a seguir.
BAIXA PROFUNDIDADE
ELEVADO K2
ELEVADA PROFUNDIDADE
BAIXO K2
INFLUÊNCIA DA VELOCIDADE.
ELEVADA VELOCIDADE
ELEVADO K2
BAIXA VELOCIDADE
BAIXO K2
I''l|i- 1.11. I n f l u ê n c i a d a s c a r a c t e r í s t i c a s f í s i c a s d o c o r p o d ' á g u a n o c o e f i c i e n t e K :
I l í i Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
F TFES -B ibUoteca
b) Valores em função das características hidráulicas do corpo d'água
Outros pesquisadores tentaram correlacionar o coeficiente de reaeração Kj com
variáveis hidráulicas do curso d'água. Várias técnicas de campo foram empregadas
na elaboração dos estudos, como por meio de traçadores radioativos, distúrbio de
equilíbrio, balanço de massa e outras.
A literatura relata diversas fórmulas, conceituais e empíricas, relacionando K2
com a profundidade e a velocidade do curso d'água. O Quadro 1.4 apresenta três das
principais fórmulas, com faixas de atuação que se complementam.
Quadro 1.4 Valores do coeficiente K2 segundo modelos baseados em dados hidráulicos (base
e, 20°C)
Pesquisador Fórmula Faixa de ap l i cação
O'Connor e Dobb ins (1958) 3 , 7 3 . v ° ' S H - 1 5
0,6m S H < 4 ,0m
0,05m/s < v < 0,8 m/s
Churchi l l et al (1962) 5,0.V°-9 7H-1 -6 7
0,6m < H < 4 ,0m
0,8m/s < v < 1,5 m /s
Owens et al ( apud Branco, 1976) 5 3 v 0 , 6 7 h - 1 . 8 5
0 ,1m < H < 0 .6m
0,05m/s S v < 1,5 m/s
Noias:
v: velocidade do curso d água (m/s)
H: altura da lâmina d'água (m)
Faixas de aplicabilidade adaptadas e ligeiramente modificadas de Covar (apud EPA, 1985). para efeito de simplicidade
As faixas de aplicação das fórmulas são complementares, como pode ser visto na
Figura 1.12.
Caso haja cascatas naturais com quedas d'agua livre, deve-se adotar outras
formulações de cálculo para a reaeração atmosférica no trecho específico da cascata.
Von Sperling (1987), em estudos efetuados em algumas cascatas da Região Metro-
politana de Belo Horizonte, obteve a seguinte fórmula empírica:
Ce = G, + K.(CrC„) (1.1!)
K= 1 -1,343.IT0,128.(C,rC„)~°'"9í (1.12)
onde:
Ce = concentração de OD efluente da cascata (mg/l)
Co = concentração de OD afluente à cascata (mg/l)
K = coeficiente de eficiência (-)
Cs = concentração de saturação de OD (mg/l)
H = altura da queda livre (m)
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 1 7
FAIXAS DE APLICABILIDADE DAS FÓRMULAS HIDRÁULICAS
PARA DETERMINAÇÃO DE K2
4.0
PROFUNDIDADE
(m)
0.6
0.1
0.05 0.8 L 5
VELOCIDADE (m/s )
ap l icação ap rox imada das fó rmulas hidrául icas . A d a p t a d o e mod i f i c ado de C o v a r I l(',. 1.12. Fnixas de
(iipud l íPA, 1985)
c) Valores correlacionados com a vazão do curso d'água
l Ima abordagem complementar é através da correlação entre a vazão do curso
d'aj',ua e o coeficiente K2. Tal se justifica pelo fato da profundidade e da velocidade
cdarem intimamente associadas à vazão. Assim, esta, por transitividade, pode estar
relacionada ao K2.
() procedimento se baseia na determinação de K2 por meio das fórmulas hidráu-
licas, pai a cada par de valores de v e H da série histórica dos dados fluviométricos
disponíveis. Posteriormente, efetua-se uma análise da regressão entre os valores de
l\ obtidos e os correspondentes valores da vazão Q. A relação entre K2 e Q pode ser
(ICM 1 ita pela forma K2 = m.Q", onde m e n são coeficientes de ajuste.
A vantagem desta forma de expressão é a obtenção do coeficiente de reaeração
paia quaisquer condições de vazão (por extrapolação e interpolação), principalmente
,r. vazões mínimas, independentemente do conhecimento da profundidade e da
velocidade.
1.5.3. A influência da temperatura
A influência da temperatura se faz sentir em dois diferentes aspectos:
• o aumento da temperatura reduz, a solubilidade (concentração de saturação) do
oxigênio no meio líquido
• o aumento da temperatura acelera os processos de absorção do oxigênio (aumento
de K})
I Mes fatores atuam em sentidos opostos. O aumento de K2 implica numa elevação
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Bibl ioteca
na taxa de reaeração. No entanto, a redução da concentração de saturação equivale à
redução no déficit de oxigênio D, resultando numa diminuição na taxa de reaeração.
A influência global na taxa de reaeração depende da magnitude de cada variação mas
é, frequentemente, pouco representativa.
A influência da temperatura na concentração de saturação pode ser vista no Item
1.6.
O efeito da temperatura no coeficiente de reaeração K j pode ser expresso da forma
tradicional através da Equação 1.13:
K2r=K 2 2 0 .Q ( T - 2 0 ) (1.13)
onde:
K2T = K2 a uma temperatura.T qualquer (dia"1)
K220 = K2 a uma temperatura T=20°C (dia"1)
T = temperatura do líquido (°C)
9 = coeficiente de temperatura (-)
* Um valor bastante utilizado do coeficiente de temperatura 9 é 1,024.
)r.6. A curva de depleção do oxigênio dissolvido
1.6.1. Formulação matemática do modelo
Os pesquisadores Streeter e Phelps, em 1925, estabeleceram as bases matemáticas da
curva de oxigênio dissolvido em um curso d'água. A estrutura do modelo proposto por
eles (conhecido como o modelo de Streeter-PhelpsJ é clássica dentro da Engenharia
Ambiental, servindo de suporte para todos os outros modelos mais sofisticados que
se sucederam. Para a situação relativamente simples em que se considera apenas a
desoxigenação e a reaeração atmosférica no balanço do oxigênio dissolvido, a taxa
de variação do déficit de oxigênio com o tempo pode ser expressa pela seguinte
equação diferencial, advinda da interação das equações de desoxigenação e reaeração:
Taxa de variação do déficit de O D = Consumo de OD - Produção de O D (1.14)
^ = .L-Ki.D (1.15)
A integração desta equação conduz a:
D, = •') + D0.e-K-' (1.16)
a 2 ~ K\
Esta é a equação geral que expressa a variação do déficit de oxigênio em função
do tempo. A curva da concentração de OD (ODt ou C t) pode ser obtida diretamente
desta equação, sabendo-se que:
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 119
A
OD, = Cs-Dt
Assim, tem-se a concentração de OD:
C, = Cs- l i ^ L . {e~K,. r _ e-K2. t) + ( C y j / c o ) . /
K2-K\
(1.17)
(I.IH)
Ao longo da curva de OD, um ponto é dc fundamental importância^ojjonto no
qual a concentração de oxigênio atinge o mínimo valor. Este e denominado o tempo
crítico, e a concentração de oxigênio, a concentraçãocrítica. O conhecimento da
concentração crítica é fundamental, pois é baseado nela que se estabelece a necessi-
dade ou não do tratamento dos esgotos. O tratamento, quando necessário, deve ser
implementado com uma eficiência na remoção da DBO suficiente para garantir que
a concentração crítica de OD seja superior ao valor mínimo permitido pela legislação
(padrão para corpos d'água).
A curva do perfil de OD em função do tempo (ou da distância de percurso) é em
forma de S, como mostrado na Figura 1.13. No perfil, identificam-se os pontos
principais: a concentração de OD no rio e a concentração crítica de OD.
PERFIL DO OXIGÊNIO DISSOLVIDO
ESGOTOS
CURSO DÁGUA
OD
(mg/l)
tempo (d)
ou
distância (km)
Fig. 1.13. Pontos característicos da curva de depleção de OD
1.6.2. Equações representativas
a) Concentração e déficit de oxigênio no rio após a mistura com o despejo
C0 =
Qr . OD, + Qc • ODe
Qr+Qc
(1.19)
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
A) = Cv-Co| • (1.20)
onde:
Co = concentração inicial de oxigênio, logo após a mistura (mg/l)
Do = déficit inicial de oxigênio, logo após a mistura (mg/l)
Cs = concentração dc saturação de oxigênio (mg/l)
Q r = vazão do rio a montante do lançamento dos despejos (m 7s)
Qc = vazão de esgotos (nv/s)
OD r = concentração de oxigênio dissolvido no rio, a montante do lançamento dos
despejos (mg/l)
ODe = concentração de oxigênio dissolvido no esgoto (mg/l)
Observa-se que o valor de C0 é obtido através de média ponderada entre as vazões
e teores de OD do rio e dos esgotos.
b) Cálculo da DBOs e da demanda última no rio após a mistura com o despejo
DBO? da mistura:
DB05o = — ' D B 0 ' + Q " ' D D ° ( )
Qr+Qe
(1.21)
DBO última da mistura:
Lo = DB05o.Kr =
(Q, . DBOr+Qc. DBQ.)
Qr+Qe
KT
(1.22)
onde:
D B 0 5 0 = concentração de DBO5, logo após a mistura (mg/l)
Lo = demanda última de oxigênio, logo após a mistura (mg/l)
DBOR = concentração de DBO5 do rio (mg/l)
DBOc = concentração de DBO5 do esgoto (mg/l)
KT = constante para transformação da DBOS a D B O última (DBOU) (-)
(1.23)
O valor de L0 é também obtido através de média ponderada entre as vazões e as
demandas bioquímicas de oxigênio do rio e dos esgotos.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 121
c) Cálculo do perfil de oxigênio dissolvido em função do tempo
Ct = Cs-
K2 - K\
(1.24)
Caso eventualmente ocorra uma concentração negativa de oxigênio dissolvido
(Ct < 0), tal fato, apesar de matematicamente possível, não tem significado físico.
Nestas condições, atinge-se a anaerobiose ((DD=0 mg/l), e o modelo de Streeter-
Phelps passa a não mais ser válido.
d) Cálculo do tempo crítico (tempo onde ocorre a concentração mínima de
oxigênio dissolvido)
tc =
1 . k2 1 -
Do . (Ki — K\)
Lo.Ki
(1.25)
Algumas situações podem ocorrer na utilização da fórmula do tempo crítico,
dependendo da relação entre (L0/Dn) e (K2/K1) (ver Figura 1.14):
PERFIL DO OXIGÊNIO DISSOLVIDO
Relação entre Lo/Do e K2/K1
OD
(mg/l)
Lo/Do > K2/K1
tc >0 d (km)
OO (mg/l)
tc <0
Lo/Do < K2/K1
d (km)
tc = 0
OD
(mg/O
Lo/Do = K2/Kl
d (km)
K2/K1 =1
tc = l/Kl d (km)
Fig. 1.14. Relação entre o tempo crítico c os termos (L,/D„) e (K2/K1)
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
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• Lo/Do > K2/K1
O tempo crítico épositivo. A partir do ponto de lançamento haverá uma queda no
oxigênio dissolvido, originando um déficit crítico superior ao inicial.
• LO/DO = K2/K\
O tempo crítico é igual a zero, ou seja, ocorre no exato local do lançamento. O
déficit inicial é igual ao déficit crítico. O curso d'água apresenta uma boa capacidade
regenadora face aos despejos afluentes, não vindo a sofrer queda nos teores de OD.
• Lo/Do < K2/K1
O tempo crítico é negativo. Tal indica que, desde o lançamento, a concentração
de oxigênio dissolvido tende a se elevar. O déficit inicial é o maior déficit observado.
O curso d'água apresenta uma capacidade de autodepuração superior à capacidade
de degeneração dos esgotos. Em termos práticos, o tempo crítico pode ser considerado
igual a zero, com os menores valores de OD ocorrendo no ponto de mistura.
K2/K\ = 1
A aplicação da fórmula do tempo crítico fornece uma indeterminação matemática.
A condição limite em que K2/K1 tende para 1 conduz a um tempo crítico igual a I /Ki.
e) Cálculo do déficit crítico e da concentração crítica de oxigênio
Dc = • Lo • e A2
Ce = C.v - De (1-27)
f ) Cálculo da eficiência requerida para o tratamento
O modelo de Streeter-Phelps permite calcular ainda a carga máxima de DBO nos
esgotos, para que a concentração crítica de OD seja exatamente igual à mínima
permissível. Tal procedimento envolve algumas iterações, pois a cada alteração na
carga máxima permissível ocorre uma modificação no tempo crítico. No entanto, em
uma situação real, com mais de um lançamento, esta abordagem torna-se pouco
prática. O que usualmente é feito é atribuir-se eficiências de remoção da DBO
compatíveis com os processos de tratamento existentes ou disponíveis, e recalcular-se
o perfil de OD para cada nova condição. A situação mais econômica é aquela em que
a concentração mínima de OD é apenas marginalmente superior ao valor mínimo
•permissível pela legislação.
1.7. Obtenção dos dados de entrada para o modelo
São os seguintes os ciados de entrada necessários para a utilização do modelo de
Streeter-Phelps (ver Figura 1. 15):
Impacto do lançamento cle efluentes nos corpos receptores 123
• vazão do rio, a montante do lançamento (Qr)
• vazão de esgotos (Q^)
• oxigênio dissolvido no rio, a montante do lançamento (ODr)
• oxigênio dissolvido no esgoto (ODc)
• DBO5 no rio, a montante do lançamento (DBOr)
• DBO s do esgoto (DBCQ
• coeficiente de desoxigenação (K|)
• coeficiente de reaeração (K?)
• velocidade de percurso do rio (v)
• tempo de percurso (t)
• concentração de saturação de OD (C*)
• oxigênio dissolvido mínimo permissível (ODm!n)
DADOS DE ENTRADA PARA O MODELO DE STREETER-PHELPS
DBOr Kl, K2
v, t
Cs, ODmíri
Fig . 1.15. Dados de entrada necessários para o modelo de Streeler-Phelpx
a) Vazão do curso d'água (Qr)
A vazão do corpo receptor é uma variável de extrema importância no modelo,
tendo uma grande influência nos resultados da simulação. Justifica-se, portanto, a
obtenção do valor da vazão tão preciso quanto possível.
A utilização do modelo de OD pode ser feita com quaisquer das vazões seguintes,
dependendo dos objetivos:
- vazão observada em um determinado período
- vazão média (média anual, média do período chuvoso, média do período seco)
- vazão mínima
A vazão observada em um determinado período é utilizada quando se deseja
calibrar o modelo, isto é, ajustar os coeficientes do modelo, para que os dados
simulados sejam os mais próximos possíveis dos dados observados (medidos) no
curso d'água no período em análise.
A vazão média é adotada quando se deseja simular as condições médias prevale-
centes, quer durante o ano, durante os meses chuvosos ou durante os meses secos.
A vazão mínima é utilizada para o planejamento da bacia hidrográfica, para a
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
avaliação documprimento aos padrões ambientais do corpo receptor e para a alocação
de cargas poluidoras, Assim, a determinação das eficiências requeridas para os
tratamentos dos diversos lançamentos deve ser determinada nas condições críticas.
Estas condições críticas no corpo receptor ocorrem exatamente no período de vazão
mínima, em que a capacidade de diluição é menor.
A vazão crítica deve ser calculada a partir de dados fluviométricos históricos do
curso d'água. Fogeao escopo do presente texto a análise dos métodos para a
estimativa das vazões mínimas, tema bem detalhado em livros de hidrologia. Usual-
mente adota-se uma vazão mínima com um tempo de recorrência de 10 anos e período
de mínima de 7 dias (Q7.10)- Tal pode ser entendida como o valor que pode se repetir,
probabi listicamente, a cada 10 anos, compreendendo a menor média obtida em 7 dias
consecutivos. Assim, em cada ano da série histórica, procede-se à análise das 365
médias diárias de vazão. Seleciona-se, em cada ano, o período de 7 dias consecutivos
que resultou na menor média de vazão (média de7 valores). Com os valores da menor
média de 7 dias de cada ano procede-se a uma análise estatística, que permite
interpolar ou extrapolar o valor para o tempo de recorrência de 10 anos.
Uma outra abordagem que pode ser adotada é a da utilização do conceito de
descarga específica (l/s.km2). Existem valores tabulados para grande parte do terri-
tório nacional, função de estudos hidrológicos realizados por diversos órgãos. Desta
forma, conhecida a área de drenagem no ponto de lançamento, eadotando-se um valor
da descarga específica, o produto de ambos conduz à vazão do curso d'água. Os
valores da descarga específica variam grandemente de região para região, em função
do clima, topografia, solo etc.
b) Vazão de esgotos (Qe)
A vazão de esgotos considerada em estudos de autodepuração é usualmente a
vazão média, sem coeficientes para a hora e o dia de maior consumo. A vazão de
esgotos é obtida através dos procedimentos convencionais, utilizando-se dados de
população, contribuição per capita, infiltração, contribuição específica (no caso de
despejos industriais) etc. Tais procedimentos encontram-se abordados no Capítulo 2.
c) Oxigênio dissolvido no rio, a montante do lançamento (ODr)
O teor de oxigênio dissolvido em um curso d'água, a montante do lançamento
dos despejos, é um produto das atividades na bacia hidrográfica a montante.
Caso não seja possível coletar amostras de água neste ponto, pode-se estimar a
concentração de OD em função do grau de poluição aproximado do curso d'água. Se
este apresentar poucos indícios de poluição, OD r pode ser adotado, por segurança,
como 7(1 a 90% do valor de saturação de oxigênio (ver item l adiante).
Caso o curso d'água já se apresente bem poluído a montante, justifica-se uma
campanha de amostragem, ou mesmo que os estudos de autodepuração se estendam
para montante, de forma a incluir os principais focos poluidores. Em tal situação, o
valor de OD r será bem inferior ao teor de saturação.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 125
d) Oxigênio dissolvido no esgoto (0De)
Nos esgotos, os teores de oxigênio dissolvido são normalmente nulos ou próximos
a zero. Isto se deve à grande quantidade de matéria orgânica presente, implicando em
um elevado consumo de oxigênio pelos microrganismos decompositores. Assim,
adota-se usualmente, nos cálculos de autodepuração, o OD do esgoto bruto como
zero.
Caso o esgoto seja tratado, as seguintes considerações podem ser efetuadas:
- Tratamento primário. Efluentes de tratamento primário podem ser admitidos como
tendo OD igual a zero.
- Tratamento anaeróbio. Efluentes de processos anaeróbios de tratamento possuem
também um OD igual a zero.
- Lodos ativados e fdtros biológicos. Efluentes desses sistemas sofrem uma certa
aeração nos vertedores de saída dos decantadores secundários, podendo o OD subir
a 2 mg/l ou mais. Se o emissário de lançamento final for longo, este oxigênio poderá
vir a ser consumido, face à DBO remanescente do tratamento.
- Lagoas facultativas. Efluentes de lagoas facultativas podem apresentar teores de
OD próximos à saturação, ou mesmo ainda mais elevados, face à produção de
oxigênio puro pelas algas.
e) DBO5 no rio, a montante do lançamento (DBOr)
A DBO? no rio, a montante do lançamento, é função dos despejos lançados ao
longo do percurso até o ponto em questão. São aqui também válidas as considerações
sobre campanhas de amostragem e a inclusão dos focos poluidores de montante,
abordadas no item c.
Klein (1962) propõe, na ausência de dados específicos, as seguintes concentrações
típicas (Quadro 1.5):
Quadro 1.5 Valores de DBOfi era função das características do curso d'água
C o n d i ç ã o do rio DBOfi do rio (mg/I)
Bastante t impo 1
L impo 2
Razoavelmente l impo 3
Duv idoso 5
Ruim > 10
Fonte: Klein (1962!
f ) DBOs do esgoto {DBO„)
A concentração da DBOs dos esgotos domésticos brutos tem um valor médio da
ordem de 300-350 mg/l. Pode-se estimar também a DBO dos esgotos domésticos
através da divisão entre o valor per capita de DBO (da ordem de 45 a 60 gDBOs/hab.d,
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
usualmente adotada como 54 gDBOs/hab.d) pela produção per capita de esgotos (em
torno de 120 a 220 1/hab.d) (ver Capítulo 2).
Caso haja despejos industriais significativos, estes devem ser incluídos no cálculo,
principalmente aqueles oriundos de indústrias com elevada carga orgânica no efluen-
te, como as do ramo alimentício. Tais valores podem ser obtidos por meio de
amostragem ou através de dados de literatura (ver também o Capítulo 2).
Na situação em que se estiver investigando o lançamento de um efluente tratado,
deve-se considerar a redução da DBO proporcionada pela eficiência do tratamento.
Em tais condições, a DBOs efluente será:
flB^íl-jljJ.DBft (1.28)
onde:
DBOcfi = DBOs do esgoto efluente do tratamento (mg/l)
DBOe = DBOs do esgoto afluente (mg/l)
E = eficiência do tratamento na remoção da DBOs (%)
O Quadro 1.6 apresenta faixas típicas de remoção da DBO de diversos sistemas
de tratamento de esgotos predominantemente domésticos. A descrição dos diversos
sistemas de tratamento encontra-se no Capítulo 4. Outros volumes da série dedicam-
se ao total detalhamento dos sistemas de tratamento.
Quadro 1.6 Eficiências típicas de diversos sistemas na remoção da DBO
Sistema de tratamento Eficiência na remoção de DBO (%)
Tratamento primário 3 5 - 4 0
Lagoa facultativa 7 0 - 8 5
Lagoa anaeróbia-lagoa facultativa 7 0 - 9 0
Lagoa aerada facultativa 7 0 - 9 0
Lagoa aerada de mistura compíeta-lagoa da decantação 7 0 - 9 0
Lodos ativados convencional 8 5 - 9 3
Aeraçâo prolongada 9 3 - 9 8
Filtro biológico (baixa carga) B 5 - 9 3
Filtro biológico (alta carga) 8 0 - 9 0
niodisco 8 5 - 9 3
Heator anaeróbio de manta de iodo 6 0 - 8 0
Fossa séptica-filtro anaeróbio 7 0 - 9 0
Infiltração lenta no solo 9 4 - 9 9
Infiltração rápida no solo 86 - 90
Inliltração subsuperf iciai no solo 9 0 - 9 8
f scoamen to superficial no solo 8 5 - 9 5
Impacto cio lançamento de efluentes nos corpos receptores 127
1
g) Coeficiente de desoxigenação (Kj)
O coeficiente de desoxigenação pode ser obtido segundo os critérios apresentados
no Item 1.4.2. Deve-se atentar para o fato de que esgotos tratados biologicamente
possuem um menor valor de Ki (ver Quadro 1.4). Para temperaturas do líquido
diferentes de 20°C, o valor de Ki deverá ser corrigido (ver Item 1.4.3).
h) Coeficiente de reaeração (Kz)
O coeficiente de reaeração pode ser obtido segundo as metodologias expostas na
Item 1.5.2. Para temperaturas do líquido diferentes de 20°C, o valor de K j deverá ser
corrigido (ver Item 1.5.3).
i) Velocidade no curso d'água (v)
A velocidade da massa líquida no curso d'água pode ser estimada através de um
dos seguintes métodos:
- medição direta no curso d'água
- obtenção de dados em estações fluviométricas
- utilização de fórmulas hidráulicas para canais
- correlação com a vazão
Em simulações que possam ser efetuadas com quaisquer condições de vazão, a
obtenção da velocidade através dos dois últimos métodos é a mais indicada. Em outras
palavras, é importante que a velocidade sejacoerente com a vazão, já que períodos
de seca tendem a ler menores velocidades, com o oposto ocorrendo com os períodos
chuvosos.
As fórmulas hidráulicas são apresentadas na literatura pertinente, devendo ser >
selecionado o coeficiente de rugosidade mais adequado em função da conformação
do leito do curso d'água (ver Chow, 1959).
A correlação com a vazão deve seguir unia metodologia semelhante à descrita no
Item 1,5.2.c, para o coeficiente de reaeração. O modelo a ser obtido pode ter a forma
v = cQd, onde c e d são coeficientes obtidos da análise da regressão.
j) Tempo de percurso (t)
No modelo de Streeter-Phelps, o tempo de percurso teórico que uma partícula
gasta para percorrer determinado trecho é função unicamente da velocidade e da
distância a ser vencida. Isto se deve ao fato do modelo prever a utilização de um
regime hidráulico de fluxo em pistão, não se considerando os efeitos da dispersão.
Assim, conhecidas as distâncias de percurso e determinadas as velocidades em
cada trecho, o tempo de residência é obtido diretamente da relação:
I líi Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
r v.86400 ETFES-B ib l io teca
(1-29)
onde:
t = tempo de percurso (d)
d = distância percorrida (m)
v = velocidade do curso d'água (m/s)
86400 = número de segundos por dia (s/d)
l) Concentração de saturação de OD (Cv)
A concentração de saturação de oxigênio pode ser calculada com base em
considerações teóricas, ou através da utilização de fórmulas empíricas. O valor de Cs
é função da temperatura da água e da altitude, sendo que:
- A elevação da temperatura reduz a concentração de saturação (a maior agitação
entre as moléculas na água faz com que os gases dissolvidos tendam a passar para
a fase gasosa).
- O aumento da altitude reduz a concentração de saturação (a pressão atmosférica
é menor, exercendo uma menor pressão para que o gás se dissolva na água).
Há algumas fórmulas empíricas (a maioria baseada em análises da regressão) que
fornecem diretamente o valor de Cs (mg/l) em função de, por exemplo, a temperatura
T (°C). Uma fórmula frequentemente empregada é (Popel, 1979):
A influência da altitude pode ser computada pela seguinte relação (Qasim, 1985):
onde:
fn = fator de correção da concentração de saturação de OD pela altitude (-)
Cs' = concentração de saturação na altitude H (mg/1)
H = altitude (m)
A salinidade afeta também a solubilidade do oxigênio. A influência de sais
dissolvidos pode ser computada pela seguinte fórmula empírica (Popel, 1979):
onde:
7= fator de redução na solubilidade (=1 para água pura)
Csai = concentração de sais dissolvidos (mg CI71)
O Quadro 1.7 apresenta a concentração de saturação de oxigênio na água limpa
para diferentes temperaturas e altitudes:
Cs = 14,652 - 4,1022x10-'.T + 7,99I0xW~'.T2 - 7,7774x10'-.T* (1.30)
(1.31)
y= I - 9 x HT6 . C.ud (1.32)
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 2 9
Quadro 1.7. Concentração de saturação de oxigênio (mg/l)
Altitude (m)
Temperatura (°C)
0 500 1000 1500
10 11,3 10,7 10,1 9,5
11 11,1 10,5 9.9 9,3
12 10,8 10,2 9,7 9,1
13 10,6 10,0 9,5 6,9
14 10,4 9,8 9.3 8,7
15 10,2 9,7 9.1 8,6
16 10,0 9,5 8,9 8,4
17 9.7 9.2 8,7 8,2
18 9.5 9,0 8,5 8,0-
19 9,4 8,9 8,4 7,9
20 9,2 8,7 8.2 7,7
21 9.0 8,5 a.o 7,6
22 8,8 8,3 7,9 7,4
23 8,7 8,2 7.8 7,3
24 8,5 8,1 7,6 7.Á-
25 8,4 6,0 7,5 7,1
26 8,2 7,8 7,3 6,9
27 8,1 7,7 7,2 6,8
28 7,9 7,5 7,1 6,6
29 7,8 7,4 7,0 6,6
30 7,6 7,2 6,8 6,4
m) Oxigênio dissolvido mínimo permissível (ODmin) >
Os teores de oxigênio dissolvido n serem mantidos nos corpos d'água são
estipulados através de legislação. Os valores variam em função da classe em que o
corpo d'água está classificado. Segundo a Resolução CONAMAN° 20, de 18/06/86,
são os seguintes os teores mínimos permissíveis de OD nos corpos d'água, em função
da classe a que pertencem:
Quadro 1.8 Teores mínimos permissíveis de oxigênio dissolvido
(Resolução CONAMA n° 20, 18/06/86)
Classe OD minimo (mg/1)
Especial Não sãa permitidos lançamentos, mesmo tratados
1 6,0
2 5,0
3 1,0
4 2,0
I líi 2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
E T F E S - Biblioteca
1.8. Formas de controle da poluição por matéria orgânica
Ao se analisar as possíveis estratégias de controle da poluição no curso d'água, é
fundamental que se atribua uma visão regional para a bacia hidrográfica como um
todo, objetivando atingir-se a qualidade desejada para a água, ao invés de se tratar o
problema pelos seus focos isolados. Quando se emprega um enfoque regional, uma
grande variedade de estratégias alternativas torna-se disponível, normalmente con-
duzindo a maior economicidade e segurança. Uma estrutura organizacional adequada
torna-se fundamental para desempenhar estas funções.
Entre as principais alternativas disponíveis, citam-se as seguintes:
• tratamento dos esgotos
• regularização da vazão do curso d'água
• aeração do curso d'água
• aeração dos esgotos tratados
• alocação de outros usos para o curso d'água
a) Tratamento dos esgotos
O tratamento individual ou coletivo dos esgotos antes do lançamento é usualmente
a principal, e muitas vezes, a única estratégia de controle. No entanto, deve-se analisar
a sua possível combinação com algumas das outras estratégias apresentadas, no
sentido de se obter a solução técnica favorável de menor custo. O tratamento dos
esgotos é a principal alternativa analisada na presente série de textos.
b) Regularização da vazão do curso d'água
Esta alternativa consiste geralmente em se construir uma barragem a montante
para, através de regularização, aumentar a vazão mínima do curso d'água. A opção
mais atraente é a de se incluir usos múltiplos para a represa, tais como irrigação,
hidrelétrica, recreação, abastecimento de água e outros.
Outro aspecto positivo é de que o efluente de barragens pode conter teores de
oxigênio dissolvido mais elevados, através da aeração no vertedor de saída.
Deve-se ter em mente, no entanto, que a implantação de barragens é um tópico
delicado do ponto de vista ambiental. Se a bacia hidrográfica dc contribuição àrepresa
não estiver devidamente protegida, a própria represa poderá tornar-se um ponto de
poluição localizada e de riscos de eutrofização.
c) Aeração do curso d'água
Uma outra possibilidade é a de se prover a aeração do curso d'água em algum
ponto a jusante do lançamento, mantendo-se a concentração de oxigênio dissolvido
em valores superiores ao mínimo permissível.
A vantagem desta alternativa reside no fato de que a capacidade de assimilação
tio curso d'água pode ser totalmente utilizada nos períodos de maiores vazões, e a
aeração pode estar limitada a períodos de seca. Esta é uma forma de tratamento
coletivo e envolve a distribuição de custos entre os vários beneficiários.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 131
Entre as diversas formas de aeração podem ser empregadas:
- aeração por ar difuso
- aeração superficial
- aeração em vertedores
- aeração em turbinas
- injeção por pressão
Além disso, quedas d'água naturais podem contribuir significativamente para a
elevação do OD (Von Sperling, 1987).
d) Aeração dos esgotos tratados
Na saída da estação de tratamento de esgotos, após a satisfação da demanda de
oxigênio, o efluente pode sofrer uma simples aeração, usualmente por meio de
vertedores. Estes dispositivos podem aumentar a concentração de OD da ordem de
alguns miligramas por litro (í a 3 mg/l), contribuindo a que, já no ponto de
lançamento, a concentração de oxigênio no curso d'água seja um pouco mais elevada.
e) Alocação de outros usos para o curso d'água
No caso da impossibilidade (principalmente econômica) de se controlar os focos
poluidores de forma a se preservara qualidade do corpo d'ãgua em função dos seus
usos previstos, pode-se avaliar a relocação de usos para este curso d'água, ou para
trechos deste.
Assim, pode vir a ser necessário atribuir-se usos menos nobres para determinado
trecho de um curso d'água, pela inviabilidade de se implementar o controle ao nível
desejada. A alocação dos usos para o curso d'água deve ser efetuada como uma forma „
de otimização dos recursos hídricos regionais, visando seus vários usos (Arceivala,
1981).
L
132 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
1,9. Exemplo de cálculo
1.9.1 Descrição do problema
A cidade e a indústria do exemplo geral do Capítulo 2 (Item 2.7) lançam, de
forma conjunta, os seus despejos não tratados em um curso d'água. A
montante do ponto de lançamento, a bacia hidrográfica não apresenta nenhu-
ma contribuição pontual representativa, sendo ocupada principalmente por
matas. A jusante do ponto cle lançamento O curso d'água percorre uma
distância de 50 km até atingir a rio principal. Neste percurso, não há outros
lançamento significativos.
São os seguintes os dados principais:
• Características dos esgotos (valores obtidos no referido exemplo):
- Vazão média cle esgotos: 0,114 rtv/s
- Concentração de DBO: 341 mgâ
• Características da bacia hidrográfica:
- Área de drenagem a montante do ponto de lançamento: 355 km2
- Descarga específica do curso d'água (vazão mínima por unidade de área
da bacia): 2 l/s. km1
• Características do curso d'água:
- Classe do corpo d'água: Classe 2
- Altitude: 1.000 m
- Temperatura da água: 25°C
- Profundidade média: 1,0 m
- Velocidade média: 0,35 m/s
Assumir os outros dados julgados necessários.
• Calcular o perfil de OD até ci confluência com o rio principal
• Apresentar alternativas cle tratamento cle esgotos para o controle da po-
luição no curso d'água
• Calcular e plotar os perfis de OD para as alternativas apresentadas
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 3 3
1.9.2. Determinação dos dados de entrada
a) Vazão do rio (Q,)
Descarga específica mínima: QrcsP=2,0 l/s.km2
Área da bacia de drenagem: A=355 km2
Qr = Qresr . A = 2,0 l/s . km2 x 355 km2 = 710 l/s = 0,710 rn/s
b) Vazão de esgotos(Qt)
Qc = 0,114 mVs (enunciado do probiema)
c) Oxigênio dissolvido no rio (OD,)
Considerando-se que o curso d'água não apresenta descargas poluidoras a mon-
tante, adotar o oxigênio dissolvido no rio, a montante do lançamento, como 90% do
valor de saturação.
Concentração de saturação: Cs=7,5 mg/l (25°C, 1.000 m de altitude) (ver item./
adiante)
OD r= 0,9 x Cs = 0,9 x 7,5 mg/l = 6,8 mg/l
d) Oxigênio dissolvido no esgoto (O D,.)
ODe = 0,0 mg/l (adotado)
e) Demanda bioquímica de oxigênio no rio (DBO, )
Segundo o Quadro 1.5, para um rio limpo, tem-se:
DBOr = 2,0 mg/l
f ) Demanda bioquímica de oxigênio do esgoto (DBO,)
DBOe =341 mg/1 (enunciado do problema)
g) Coeficiente de desoxigenação (K\)
Na impossibilidade de se efetuar testes de laboratório, KÍ foi adotado como um
valor médio de literatura (esgotos brutos - ver Quadro 1.2):
Ki = 0,38 d"1 (20UC, base e)
Correção de K| para a temperatura de 25"C (Equação 1.8):
K\r= Knoc. e'7"2^ = 0,38 x 1,047(25"20) = 0,48 et*
h) Coeficiente de reaeração (Kj)
Profundidade do curso d'agua: H = 1,0 m
Velocidade do curso d'água: v = 0,35 m/s
Fórmula a ser utilizada, em função da faixa de aplicação (ver Quadro 1.4 e Figura
1.12): fórmula de O'Connor e Dobbins:
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
K2 = 3,73 . = 3,73 . ( Q ' 3 5 , n / f f 5 = 2,21 ÍT1 (20°C, base e)
H • (1,0 m) •
Correção para a temperatura de 25°C (Equação 1.13):
K2t=K220C • e ( r"20) = 2,21 x l,024(25_2O) = 2,49 d '
i) Tempo de percurso
Velocidade do curso d'água: v = 0,35 m/s
Distância de percurso: d = 50.000 m
O tempo de percurso para se chegar à confluência com o rio principal é (Equação
1.29):
_ d 50.000 m _
' ~~ v.86400 ~ 0,35 m/s . 86400 s/d '
j) Concentração de saturação de oxigênio (C.«)
Temperatura da água: T = 25°C
Altitude: 1.000 m
Através do Quadro 1.7 obtém-se:
Cs = 7,5 mg /1
l) Oxigênio dissolvido mínimo permissível (0Drai„)
Classe do corpo d'água: Classe 2
Segundo o Quadro 1.8, tem-se:
ODmín = 5,0 mg/l
Resumo:
DADOS DE ENTRADA
Ge = 0,114 m3/s
ODe = 0.0 mg/l
DBOe = 341 mg/l
Qr = 0.710 m3/s
ODr = 6,8 mg/l
DBOr = 2,0 mg/l
v = 0,35 m/s
H = 1.0 m
d = 50,000 m
t = 1,65 d
Kl = 0,48 d-1
K2 = 2.49 d-1
Cs = 7.5 mg/l
ODmín - 5,0 mg/l
Fig. 1.16. Dados de entrada do exemplo. Hsgolo bruto.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 135
1.9.3. Determinação dos dados de saída - Esgoto bruto
a) Concentração de oxigênio cla mistura (C,>)
Segundo a Equação 1.19:
Qr. OI), + Q,. ODc 0,710 x 6,8 + 0,114 x 0,0 ( o = = 5,9 mg/l
Qr + Qc 0,710 + 0,114
O déficit de oxigênio é (ver Equação 1.20):
Do = Cs - Co = 7,5 - 5,9 = 1,6 mg/l
b) Concentração de DBO última da mistura (Lo)
A constante de transformação da DBOs a DBO última é dada pela Equação 1.23:
Ki =
DUO„ I
-5.K, -5.(0,48 = 1,10 DBOs | - i - c
A DBOs da mistura é obtida a partir da Equação 1.21:
(O,-, DBO, + Qc. DBOA 0,710 x 2,0 + 0,114 x 341)
/ >M)% = — 1—— = 1 1
Qr+Qc 0,710 + 0,114
A DUO última da mistura é obtida através da Equação 1.22:
/,„ = DBO% • Kt = 49 x 1,10 = 54mg/l
c) Tempo crítico (/, )
Segundo a Equação 1.25:
- 49 mg/l
h =
1
Kj — K ]
I
2,49 - 0,48
1 -
Do (Ki- K,)
In 2,49
0,48
Lo Ki
1,6(2,49 - 0,48)
54 x 0.48
= 0,75 d
A distância crítica é obtida através do conhecimento do tempo crítico e da
velocidade:
do = t . v . 86400 = 0,75 x 0,35 x 86400 = 22680 m = 22,7 km
d) Concentração crítica cle oxigênio dissolvido (ODc)
O déficit crítico é dado pela Equação 1.26:
Dc = f:L„- e'K>' = | | | - 5 4 - * °'75 = 7,2 mg/l
A concentração crítica é dada pela Equaçao 1.27:
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
0DC = Cs-Dc = 7,5 - 7,2 = 0,3 mg/l
Caso houvesse sido atingido um valor negativo de concentração, deve-se ter
sempre em mente que uma concentração negativa não tem significado físico. O
modelo de Streeter-Phelps não é válido nestas condições (a partir do momento em
que OD=0 mg/l).
E necessária a adoção de medidas de controle ambiental, já que ocorrem concen-
trações inferiores à mínima permissível (ODm,-n = 5,0 mg/l).
e) Perfil de oxigênio dissolvido ao longo do tempo e da distância
Ao longo do curso d'água, a jusante do lançamento, devido à inexistência de dados
específicos, assume-se que a diluição por contribuições naturais (drenagem direta)
seja contrabalançada pela DBO distribuída ao longo do percurso.
Caso haja tributários ou lançamentos de esgotos significativos a jusante, o curso
d'água deverá ser subdividido em novos trechos. E uma condição essencial do
modelo de Streeter-Phelps que cada trecho seja constante e homogêneo.
Segundo a Equação 1.24, tem-se:
O = Cs -
K\ • Lo
= 7 , 5 -
Ki-K i
0,48 x 54
(e~K['' - e~K-'') + Do • é ,-Ki. t
2,49 - 0,48
. ( e -0 .48x,_ e -2 .49x í ) + 1 ) 6 . e -2 ,49x,
Para diversos valores de t, tem-se:
d (km) t(d) C, (mg/l)
0,0 0,00 5,9
5.0 0,17 3,1
10,0 0,33 1.5
15,0 0,50 0.6
20,0 0,66 0.3
25,0 0,83 0.3
30,0 0,99 0.5
35,0 1.16 0,8
40,0 1,32 1.1
45,0 1,49 1.5
50,0 1,65 1.9
Observa-se que em praticamente todo o percurso o OD está abaixo do mínimo
permissível de 5,0 mg/l. O perfil de OD pode ser visualizado na Figura 1.17.
Caso houvesse ocorrido concentrações de OD abaixo de zero, o modelo deveria
deixar de ser utilizado no ponto em que o OD tornou-se negativo, não sendo
reportados os valores inferiores a zero.
Impacto dolançamento de efluentes nos corpos receptores 1 3 7
PERFIL DE OD - ESGOTO BRUTO
Fig. 1.17. Perfil de OD no curso d'água. Esgolo brulo
1.9.4. Determinação dos dados de saída - esgoto tratado
Configurada a necessidade do tratamento, deve-se investigar diferentes alternati-
vas de níveis e eficiências de tratamento na remoção da DBO. O conceito de nível de
tratamento, utilizado neste item, encontra-se abordado no Capítulo 4.
a) Alternativa 1: Tratamento primário - Eficiência de 35%
Pela Equação 1.28, a DBO dos esgotos efluentes do tratamento é:
DBQ, - DBO ehmto
( e \
1 "Tõõ
V
= 341
( _35}
100 = 222 mg/l
O novo coeficiente K| (esgoto tratado a nível primário) pode ser obtido do Quadro
1.2, e adotado como:
Ki =0,35 d-,(T=20°C)
K, = 0,44 d~'(T=25°C)
Os demais dados de entrada permanecem os mesmos. A seqüência de cálculo é,
também, a mesma.
Os valores calculados de OD, bem como o gráfico do perfil de OD, encontram-se
no item d.
A concentração crítica de OD (2,8 mg/l) ocorre a uma distância de 22,1 km, O
valor mínimo permissível ('5,0 mg/l) continua não sendo obtido na maior parte do
percurso. A eficiência do tratamento proposta é insuficiente. Deve-se tentar, portanto,
uma maior eficiência, associada a um tratamento a nível secundário.
b) Alternativa 2: Tratamento secundário - Eficiência de 65%
Todos os processos de tratamento de esgotos a nível secundário são capazes de
alcançar uma eficiência na remoção da DBO de 65%, mesmo aqueles mais simplifi-
cados.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
DBQ. = 341 . 1 _ 65 100
\
= e T F Ê S - B i b l i o t e c a
Kj =0,18 d"1 (T=20°C)
Ki =0,23 d'1 (T=25°C)
Admitiu-se, por segurança, que o OD efluente do tratamento seja o mesmo do
esgoto bruto (0,0 mg/l). Caso o sistema de tratamento de esgotos propicie maiores
teores de OD no efluente, tal aspecto deverá ser levado em consideração.
Os valores calculados de OD, bem como o gráfico do perfil de OD, encontram-se
no item d.
Observa-se que o curso d'ãgua, em todo o seu percurso, possui valores de OD
acima do mínimo permissível (o OD crítico é de 5,4 mg/í). Desta forma, do ponto de
vista do corpo receptor, esta alternativa é satisfatória. Como o padrão do corpo
receptor está sendo respeitado, não há necessidade de se analisar o atendimento ao
padrão de lançamento. No caso de legislações que impõem padrões de lançamento
para a DBO (como em Minas Gerais, com o padrão de DBO igual a 60 mg/l), deve-se
apresentar este estudo de autodepuração ao órgão ambiental, no sentido de que seja
aprovado o lançamento com a concentração superior (no caso, 119 mg/l), já que o
padrão do corpo receptor está satisfeito.
Como a alternativa da eficiência de 65% mostrou-se suficiente, não há necessi-
dade de se investigar outras alternativas de maior eficiência e, muito provavelmente,
maior custo. A situação mais econômica é usualmente aquela em que o OD crítico é
apenas marginalmente superior ao OD mínimo permissível. De forma similar, não há
necessidade de se analisar eficiências inferiores a 65%, já que esta se situa no patamar
inferior da faixa de atuação dos tratamentos secundários.
Caso a eficiência de 65% tivesse sido insatisfatória, novas eficiências deveriam
ser testadas em forma sequencia! e crescente, até se atingir o atendimento ao padrão
do corpo receptor.
c) Resumo
A alternativa a ser adotada deve ser a alternativa 2 - tratamento dos esgotos a nível
secundário, com uma eficiência de 65% na remoção de DBO.
Os valores das concentrações de OD no curso d'água para as diversas alternativas
estão apresentados a seguir.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 139
Concentração de OD (mg/1)
d (km) t (d) ^ L - a - i
E = 0% • E = 35% E = 65%
0.0 0,00 5,9 5,9 5,9
5,0 0,17 3,1 4,3 5,6
10,0 0,33 1,5 3,5 5,5
15,0 0,50 0,6 3,0 5,4
20,0 0,66 0.3 2,8 5,4
25,0 0.83 0,3 2,8 5,4
30,0 0,99 0,5 3,0 5,4
35,0 1,16 0,8 3,1 5,5
40,0 1,32 1,1 3.4 5,5
45,0 1,49 1.5 3,6 5,6
50,0 1,65 1.9 3,8 5,7
PERFIS DE OD • DIVERSAS ALTERNATIVAS
0 10 20 30 40 50
distância (km)
E = 0% E = 35% E = 65% OD min
Fig. 1.18. Perfis de OD para diversas alternativas de tratamento dos esgotos
Os valores acima foram obtidos através de cálculo por planilha eletrônica.
Pequenas diferenças em decimais poderão surgir, dependendo do critério de arredon-
damento empregado, principalmente em cálculos efetuados em calculadoras eletrô-
nicas.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
2. CONTAMINAÇÃO POR
MICRORGANISMOS PATOGÊNICOS
2.1. Introdução
Um dos mais importantes aspectos de poluição das águas é aquele relacionado
com o fator higiênico, associado às doenças de veiculação hídrica. O Item 5.3 do
Capítulo 1 lista as principais doenças associadas à água.
Um corpo d'água receptor do lançamento de esgotos pode incorporar a si toda
uma ampla gama de agentes transmissores de doenças. Este fato não gera um impacto
à biota do coipo d'água em si, mas afeta alguns dos usos preponderantes a ele
destinados, tais como abastecimento dc água potável e balneabilidade.
E, portanto, de fundamental importância o conhecimento do comportamento dos
agentes transmissores de doenças em um corpo d'água, a partir do seu lançamento
até os locais de utilização (captação de água ou balneabilidade). Sabe-se que a maioria
destes agentes têm no trato intestinal humano as condições ótimas para o seu
crescimento e reprodução. Uma vez submetidos às adversas condições prevalecentes
no corpo d'água, êles tendem a decrescer em número, caracterizando o assim
chamado decaimcnto.
Foi visto que as bactérias do grupo coliforme são utilizadas como indicadores
de contaminação fecal, ou seja, indicam se uma água foi contaminada por fezes e,
cm decorrência, se apresenta uma potencialidade para transmitir doenças. O presente
item aborda as relações qualitativas e quantitativas associadas ao decaimento de
coliformes em coipos d'água, entendendo-se que este decaimento represente um
indicativo do comportamento dos eventuais patogênicos lançados neste corpo d'água.
2.2. Padrões para coliformes em corpos d'água
Como visto no Itern 6.2 do Capítulo 1, são os seguintes os padrões para coliformes
em corpos d'água, em função da sua classificação:
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 141
Quadro 2.1 Padrões de coliformes em corpos d'água (Resolução CONAMA 20, de ] 8/06/86)
Padrão (organismos/300
Classe do corpo d 'água —
Coliformes fecais Coliformes lolais ; 1
Especial (c) (o)
1 (d) (e) 200 1.000
2 W 1.000 5.000
3 4.000 20.000
4 (f) (1)
Obs:
(a) Padrão a ser cumprido em B0% ou mais de pelo menos 5 amostras mensais colhidas em qualquer més.
(b) O padrão para coliformes totais deve ser utilizado quando não houver na região meios disponíveis para o exame de
coliformes fecais.
(c) Nos corpos d água de Classe Especial não sâo permitidos quaisquer lançamentos, mesmo que tratados.
(dj Para uso do corpo d'âgua para recreação de contato primário, deve ser analisado artigo especifico da legislação
(e) As águas utilizadas para irrigação de hortaliças ou plantas trutiteras que se desenvolvem rente ao solo e que são consumidas
cruas, sem remoção de casca ou película, não devem ser poluídas por excrementos humanos, ressaltando-se a necessidade
de inspeções sanitárias periódicas.
(!) Não há padrão para colilormes, já que as águas de Classe 4 não são Indicadas para abastecimento, irrigação ou
balneabllidade.
2.3. CinéticajjojecaimcntoJ>aeteriano
2,3.1. Fatores intervenientes
Os coliformes e outros organismos de origem intestinal apresentam uma mortalidade
natural quando expostos a condições ambientais que diferem das anteriormente prepon-
derantes dentro do sistema humano, e que eramas ideais para o seu desenvolvimento e
reprodução. Entre os vários fatores que contribuem para a mortalidade bacteriana, citam-se
os seguintes (Almeida, 1979; Arceivala, 1981; EPA, 1985; Thomann e Mueller, 1987): -
^Fatores físicos:
• luz solar (radiação ultra-violeta)
• temperatura (os valores usuais nas águas são bem inferiores à média no corpo
humano, em torno de 36°C)
• adsorção
• floculação
• sedimentação
Fatores físico-químicos:
• efeitos osmóticos (salinidade)
• pH
• toxicidade química
• potencial redox
Fatores biológicos e bioquínúcos:
• falta de nutrientes
• predação
• competição
Tais fenômenos podem atuar simultaneamente, e com diferentes graus de impor-
tância.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
2.3.2. Cinética do fenômeno
A taxa de mortal idade bacteriana é geralmente estimada pela lei de Chick, segundo
a qual a taxa é tanto mais elevada quanto maior for a concentração de bactérias:
onde:
N = número de coliformes (coli/100 ml)
Kb = coeficiente de decaimento bacteriano (d1)
t = tempo (d)
A fórmula para o cálculo da concentração de coliformes após um tempo t depende
do regime hidráulico do corpo d'água (ver Item 1.3.2.2). Rios são usualmente
representados como reatores de fluxo em pistão, ao passo que represas são admitidas
como reatores de mistura completa. Um maior detalhamento destes conceitos, in-
cluindo a análise de outros modelos hidráulicos mais realísticos, encontra-se no
Capítulo "Cinética de reações e hidráulica de reatores", no segundo volume da
presente série. Em função das características do corpo d'água, pode-se adotar uma
das seguintes fórmulas:
Q u a d r o 2 . 2 Fórmulas para o cálculo da contagem de col i formes em um corpo d ' á g u a
Regime H dráulico Esquema Fórmula da contagem de coliformes efluentes (N)
Fluxo em pistão
(ex: rios) =C5 [ £M> N= N0 • er*f
Mistura completa
(ex: lagos)
N0 = contagem de coliformes no afluente (org/100 ml)
N = contagem de ccliformes após um tempo t (org/100 ml)
K|, = coeficiente de decaimento bacteriano (d1)
t = tempo (d)
No caso de reatoresde mistunt completa, o tempo tcorrespojide ao temjgode
detenção, dado_por:_ t=V/Q. A concentração de coliformes em qualquer ponto do
reator é a mesma, coincidindo com a concentração efluente.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 4 3
2.3.3. Coeficiente de decaimento bacteriano
A mortal idade de microrganismo em distintos corpos d'água geralmente apresenta
diferentes valores de Kb, dependendo da natureza do organismo c das condições no
meio aquático. Por exemplo, a mortalidade em águas naturais é mais rápida nas
latitudes tropicais que nas temperadas. Rios turbulentos apresentam taxas mais
rápidas que os cursos d'água mais lentos. A cinética de mortandade conduz a que,
quanto maior a concentração de organismos, maior a taxa de remoção, fazendo com
que a mortalidade seja mais rápida em rios poluídos do que nos limpos (Arceivala,
1981).
Valores de Kb obtidos em diversos estudos em água doce variam numa ampla
faixa. Valores típicos, no entanto, situam-se próximos a (Arceivala, 1981; EPA, 1985;
Thomann e Mueller, 1987):
Kb = 0,5 a 1,5 d" (base e, 20°C) Valor típico - 1,0 d'
Marais (apud Arceivala, 1981) comenta não haver diferenças significativas entre
as taxas de decaimento de coliformes totais, coliformes fecais e estreptococos fecais.
As taxas de mortalidade de vírus são menores que as das bactérias coliformes.
O efeito da temperatura na taxa de decaimento dos microrganismos pode ser
formulado através de:
Ki,r = Kh2o. Q{T-20) (2.2 y
onde:
9 = coeficiente de temperatura (-)
Um valor médio para 9 pode ser 1,07 (Castagnino, 1977: Thomann e Mueller,
1987), embora haja uma grande variação dos dados apresentados na literatura.
2.4. Controle da contaminação por patogênicos
A melhor forma de se controlar a contaminação por patogênicos em um corpo
d'água é através da sua remoção na etapa de tratamento dos esgotos. No entanto, tal
prática não é ainda consolidada a nível mundial, havendo distintas abordagens. A
prática norte-americana usual envolve a desinfecção sistemática do efluente do
tratamento dos esgotos, enquanto a estratégia européia normalmente efetua a desin-
fecção apenas no tratamento de águas.
Os processos de tratamento de esgotos usualmenteutilizados são bastante eficien-
tes na remoção de sólidos em suspensão e de matéria orgânica, mas são geralmente
insuficientes para a remoção de microrganismos causadores de doenças. Apesar da
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
Q u a d r o 2.3 Eficiências típicas de diversos sistemas na r emoção de co l i formes
Sistema de tratamento Eficiência na remoção de coliformes (%)
Tratamento primário 30 -40
Lagoa facultativa 60 •99
Lagoa anaeróbia-lagoa facultativa 60- 99,9
Lagoa aerada facultativa 60 - 96
Lagoa aerada de mistura ccmpleta-lagoa de decantação 60 -99
Lagoa de estabilização - lagoa de maturação > 99,9
Lodos ativados convencional 60 -90
Aeração prolongada 65 • 90
Filtro biológico (baixa carga) 60 - 90
Filtro biológico (alta carga) 60 - 90
8iodisco 60 -90
Reator anaeróbio de manta de lodo 60 -90
Fossa séptica-filtro anaeróbio 60 -90
Infiltração lenta no solo > 99
InfiStração rápida no solo > 99
Infiltração subsuperficial no solo > 99
Escoamento superficial no solo 90- >99
grande importância deste item em nosso país, ele não tem recebido a devida consi-
deração. Tal se deve, em parte, pela dificuldade em se adotar métodos simplificados
e eficientes de desinfecção. O Quadro 2.3 lista as eficiências na remoção de colifor-
mes obtidas nos principais sistemas de tratamento a nível secundário.
Apesar das eficiências parecerem elevadas, deve-se ter em mente que, em se
tratando de coliformes, eficiências muito mais elevadas são necessárias para o
atendimento aos padrões. Aremoção de coliformes com eficiências bastanteelevadas
pode ser alcançada através dos seguintes processos mais usuais:
Impado do lançamento de efluentes nos corpos receptores
Q u a d r o 2.4 Principais processos para a remoção de patogênicos no tratamento dos esgotos
Processo Comentário
Natural
Lagoa de
malufaçâo
São lagoas de menores profundidades, onde a penetração da radiação
solar ultra-violeta e as condições ambientais desfavoráveis causam uma
elevada mortandade dos patogênicos. As lagoas de maturação não
necessitam de produtos químicos ou energia, mas requerem grandes •
áreas. Devido à sua grande simplicidade e baixos custos, são os
sistemas mais recomendáveis (desde que haja área disponível).
Disposição
no solo
As condições ambientais desfavoráveis no solo favorecem a
mortandade de patogênicos. Deve-se atentai para a possível
contaminação de vegetais, os quais não devem ser ingeridos. Não
necessita de produtos químicos. Requer grandes áreas.
Cloraçào
O cloro mata os microrganismos patogênicos. São necessárias elevadas
dosagens, o que encarece o processo. Há certa preocupação com
relação à geração de subprodutos tóxicos, mas deve-se levar em
consideração o grande benefício da remoção de patogênicos. Há
bastante experiência com cloraçào na área de tratamento de água.
Artificial
Ozonização 0 ozônio é um agente bastante eticaz para a remoção de patogênicos. No entanto, a ozonização é bastante cara.
Radiação
ultra-violeta
A radiação ultra-violeta. gerada por lâmpadas especiais, mata os
agentes patogênicos. Não há geração de subprodutos tóxicos. Este
processo tem se desenvolvido bastante recentemente, e parece ser
competitivo com a cloraçào, dentro de determinadas condições.
Os processos listados acima são capazes de alcançar remoções de coliformes
acima de 99,99%. Frequentemente, a eficiência daremoção de coliformes é expressa
na escala logarítmica, através da seguinte conceituação:
• eficiência de 1 log: E=90% (a concentração de patogênicos é reduzida 1 ordem de
grandeza)
• eficiência de 2 log: E=99% (a concentração de patogênicos é reduzida 2 ordens de
grandeza)
• eficiência de 3 log: E=99,9% (a concentração de patogênicos é reduzida 3 ordens
de grandeza)
• eficiência de 4 log: E=99,99% (a concentração de patogênicos é reduzida 4 ordens
de grandeza)
• eficiência de n log: E=99,99...% (a concentração de patogênicos é reduzida n ordens
de grandeza)
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
Exemplo 2.1
Calcular o perfil da concentração de coliformes fecais no rio do exemplo do
Item 1.10. Calcular a eficiência de remoção de coliformes necessária no
tratamento de esgotos, para que o rio fique dentro dos padrões da Classe 2,
logo após o lançamento. Os principais dados são:
• vazão do rio: Qr = 0,710 in/s
• vazão de esgotos: Qc = 0,114 nr/s
• temperatura da água: T = 20° C
• distância de percurso: d = 50 km
• velocidade do curso d'água: v = 0,35 m/s
Solução:
a) Concentração de coliformes fecais no esgoto bruto.
Assumir uma concentração de coliformes fecais Atebruio = lxl O1 org/100ml no
esgoto bruto (ver Capítulo 2).
b) Concentração de coliformes fecais na mistura esgoto-rio, após o lança-
mento
Assumir que o rio a montante do lançamento seja limpo, com uma contagem
desprezível de coliformes (Nr = 0 org/100ml)
A concentração na mistura é advinda de média ponderada com as vazões:
g f . ^ + & . ^ = a 7 1 0 x 0 + 0 1 1 4 x l 0 \ x 1 0 W l 0 0 m /
Qe+Qe 0 , 7 1 0 + 0 , 1 1 4 &
c) Perfil da concentração ao longo da distância
A concentração de coliformes fecais é calculada pela equação para fluxo em
pistão (rios), apresentada no Quadro 2.2. Adotando-se Kb=l,0 d'1, tem-se:
N=No. e~Kh •' = 1,38 x IO6.*?"1-0-'
Variando-se t, obtém-se os valores de Nt. A correspondência entre distância
e tempo é dada através de:
d=v.t = (0,35 m/s x 86.400 s/d). t
Para diversos valores de t e de d, tem-se:
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 4 7
d (km) Qd) Nt (mg/l)
0,0 0,00 1,38x 10®
5,0 0,17 1,16x10®
10,0 0,3á> 0,99x10®
15,0 0,50 0,84x10®
20,0 0,66 0,71 x 10®
25,0 0,83 0,60 X10®
30,0 0,99 0,51 X 10®
35,0 1,16 0,43x10®
40,0 1,32 0.37 x 106
45.0 1,49 0,31 x 10®
50.0 1^ 65 0.27 x 106
Apesar do decréscimo considerável ao longo do percurso, as concentrações
são ainda elevadíssimas, e bastante superiores ao padrão de 1.000 org/100 ml
para Classe 2.
O 10 20 30 40 50
distância (km)
PERFIL DE COLIFORMES FECAIS - ESGOTO BRUTO
d) Concentração máxima permissível no esgoto para atendimento ao padrão
No ponto de lançamento, a concentração de coliformes fecais deverá .ser
1.000 org/100 ml, correspondente ao padrão para Classe 2. Utilizando-se a
equação da concentração na mistura, obtém-se a concentração máxima
desejável no esgoto bruto.
N _ Qr - Nr+ &. Nehm,„ _ i o o o _ 0 , 7 1 0 x 0 + 0,114xJV,
Qe+Qe 0,710 4-0,114
Ne= 7.228 org/100 ml
e) Eficiência requerida para a remoção de coliformes fecais no tratamento de
esgotos
A eficiência requerida é:
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
1,0 x IO 7 -7 .228
E = = 0,9993 = 99,93%
1,0 x J07
Será necessária, portanto, a elevada eficiência de 99,95% na remoção de
coliformes fecais no tratamento. Tal eficiência não é usualmente alcançada
nos processos de tratamento convencionais, requerendo uma etapa específica
de remoção de coliformes (ver Quadro 2.3).
Exemplo 2.2
Calculara concentração de coliformes fecais em uma represa com um volume
de 5.000.000 m3. A represa recebe, conjuntamente, um rio e um lançamento de
esgotos, ambos com características iguas às do Exemplo 2.1, Calcular a
eficiência de remoção de coliformes necessária no tratamento de esgotos,
para que a represa fique dentro dos padrões da Classe 2. Os principais dados
são:
• vazão do rio: Qs = 0,710 m3/s
• vazão de esgotos: Qe= 0,114 fn /s
• temperatura da água: T = 20"C
Solução:
a) Concentração de coliformes fecais no esgoto bruto.
Nebruto = lxlO7 org/lOOml (idem Exemplo 2.1).
b) Concentração de coliformes fecais na mistura esgoto-rio
N0 = 1,38x106 org/100 ml (idem Exemplo 2.1)
c) Tempo de detenção na represa
Q = Qr+Qe = 0,71Q+Q,l 14= 0,824 m^/s
. v • 5.000.000 ms ,
t = — = : = 70,2 d
Q (0,824 nr/s) x (86.400 s/d)
d) Concentração de coliformes na represa
Assumindo-se um modelo de mistura completa, e um valor de Kb igual a 1,0
d'[ (igual ao Exemplo 2.1), a concentração de coliformes na represa e no
efluente da represa é dado por (ver Quadro 2.2):
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 145
= = 1 ,38x106 =
1 +Kh.t 1 + 1,0x70,2
O valor encontra-se acima do padrão de 1.000 org/100 ml, para Classe 2.
e) Concentração máxima permissível no esgoto para atendimento ao padrão
Utilizando-se a mesma equação de mistura completa, tem-se:
N = - ^ — = 1.000 = - N °
\ + K i , . t 1 + 1,0 X 70,2
N„ = 71.200 org/100 ml
No ponto de mistura esgoto-rio, a concentração deverá ser de 71.200 org/100
ml. Utilizando-se a equação da concentração na mistura, obtém-se a concen-
tração máxima desejável no esgoto bruto.
Ar Qr.Nr+Qe.Ne _ . „ n n 0,710 x 0 + 0,114 X Ne
yVo = — t i ,2UU :
Qr+Qe 0,710 + 0,114
Nc = 515.000 org/100 ml
f ) Eficiência requerida para a remoção de coliformes fecais no tratamento de
esgotos
A eficiência requerida é:
1,0X10?-515.000
1,0x IO7
Esta eficiência é inferior à requerida no Exemplo 2.1, mas tal se deve ao
elevado tempo de detenção na represa (70,2 dias), comparado com o reduzido
tempo no rio (1,65 dias). Caso ambos os sistemas tivessem o mesmo tempo de
detenção, o sistema de fluxo em pistão (rio) seriei mais eficiente que o de
mistura completa (represa), requerendo uma menor eficiência de remoção no
tratamento.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
E T F E S - B i b l i o t e c a
3. EUTROFIZAÇÃO DOS Ç O R E Q S J B ! Á G | j ^ ,
3.1. Conceituação do fenômeno
As plantas aquáticas podem ser classificadas dentro das seguintes duas categorias
bem amplas (Thomann e Mueller, 1987):
• plantas que se inovem livremente com a água (plantas aquáticas planctônicas):
incluem o fitoplâncton microscópico, plantas flutuantes e certos tipos de plantas,
como as algas cianofíceas, que podem flutuar na superfície e mover com a corrente
superficial;
• plantas fixas (aderidas ou enraizadas): incluem as plantas aquáticas enraizadas de
diversos tamanhos e as plantas microscópicas aderidas (algas bênticas).
As algas são, portanto, uma designação abrangente de plantas simples, a maior
parte microscópica, que incluem tanto as plantas de movimentação livre, o fitoplânc-
ton e as algas bênticas aderidas. Em todos os casos, as plantas obtêm a sua fonte de
energia primária da energia luminosa através do processo de fotossíntese.
A eutrofização é o crescimento excessivo das plantas aquáticas, tanto planctôni-
cas quanto aderidas, a níveis tais que sejam considerados como causadores de
inteiferências com os usos desejáveis do corpo d'água (Thomann e Mueller, 1987).
Como será visto no presente capítulo, o principal fator de estímulo é um nívei
excessivo de nutrientes no corpo d'água, principalmente nitrogênio & fósforo.
Neste capítulo enfoca-se, como corpo d'água, principalmente lagos e represas.
O processo de eutrofização pode ocorrer também em rios, embora seja menos
frequente, devido às condições ambientais serem mais desfavoráveis para o cresci-
mento de algas e outras plantas, como turbidez e velocidades elevadas.
A descrição a seguir ilustra a possível sequênciada evolução do processo de
eutrofização em um corpo d1 água, como um lago ou represa (ver Figura 3.1). O nível
de eutrofização está usualmente associado ao uso e ocupação do solo predominante
na bacia hidrográfica.
a) Ocupação por matas e florestas
Um lago situado em uma bacia de drenagem ocupada por matas e florestas
apresenta usualmente uma baixa produtividade, isto é, há pouca atividade biológica
de produção (síntese) no mesmo. Mesmo nestas condições naturais e de ausência de
interferência humana, o lago tende a reter sólidos que se sedimentam, constituindo
uma camada de lodo no fundo. Com os fenômenos de decomposição do material
sedimentado, há um certo aumento, ainda incipiente, do nível de nutrientes na massa
líquida. Em decorrência, há uma progressiva elevação na população de plantas
aquáticas na massa líquida e, em consequência, de outros organismos situados em
níveis superiores na cadeia alimentar (cadeia trófica).
Na bacia hidrográfica, a maior parte dos nutrientes é retida dentro de um ciclo
quase fechado. As plantas, ao morrerem e caírem nosolo, sofrem decomposição,
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 151
EVOLUÇÃO DO PROCESSO DE EUTROFIZAÇÃO
DE UM LAGO OU REPRESA
Fig. 3.1. Evolução ilo processo de eulrofizaçno em um lago ou represa.
Associação entre o uso e ocupação do solo e a euirofízação.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - B ib l io t eca
liberando nutrientes. Numa região de matas e florestas, a capacidade de infiltração da
rigun de chuva no solo é elevada. Em consequência, os nutrientes lixiviam pelo solo, onde
••no absorvidos pelas raízes das plantas, voltando a fazer parte da sua composição, e
írohando, desta forma, o ciclo. O aporte de nutrientes ao corpo d'água é reduzido.
Pode-se considerar que o coipo d'água apresente ainda um nível trófico bem
incipiente.
b) Ocupação por agricultura
A retirada da vegetação natural da bacia para ocupação por agricultura representa,
usualmente, uma etapa intermediária no processo de deterioração de um corpo
d'água. Os vegetais plantados na bacia são retirados para consumo humano, muito
possivelmente fora da própria bacia hidrográfica. Com isto, há uma retirada, não
compensada naturalmente, de nutrientes, causando uma quebra no ciclo interno dos
mesmos. Para compensar esta retirada, e para tornar a agricultura mais intensiva, são
adicionados artificialmente, fertilizantes, isto é, produtos com elevados teores dos
nutrientes nitrogênio e fósforo. Os agricultores, visando garantir uma produção
elevada, adicionam quantidades elevadas de N e P, frequentemente superiores à
própria capacidade de assimilação dos vegetais.
A substituição das matas por vegetais agricultáveis pode causar também uma
redução da capacidade de infiltração no solo. Assim, os nutrientes, já adicionados em
rxcesso, tendem a escoar superficialmente pelo terreno, até atingir, eventualmente, o
lago ou represa.
O aumento do teor de nutrientes no corpo d'água causa um certo aumento do
número de algas e, em consequência, dos outros organismos, situados em degraus
superiores da cadeia alimentar, culminando com os peixes. Esta elevação relativa da
produtividade do corpo d'água pode ser até bem-vinda, dependendo dos usos previs-
tos para o mesmo. O balanço entre os aspectos positivos e negativos dependerá, em
grande parte, da capacidade de assimilação dc nutrientes do corpo d'água (a ser
detalhada posteriormente neste capítulo).
c) Ocupação urbana
Caso se substitua a área agricultável da bacia hidrográfica por ocupação urbana,
uma série de consequências irá ocorrer, desta vez em taxa bem mais rápida.
• Assoreamento. A implantação de loteamentos implica em movimentos de terra para
as construções. A urbanização reduz também a capacidade de infiltração das águas
no terreno. As partículas de solo tendem, em consequência, a seguir pelos fundos
de vale, até atingir o lago ou represa. Aí, tendem a sedimentar, devido às baixíssimas
velocidades de escoamento horizontal. A sedimentação das partículas de solo causa
o assoreamento, reduzindo o volume útil do corpo d'água, e servindo de meio
suporte para o crescimento de vegetais fixos de maiores dimensões (macrófitas)
próximos às margens. Estes vegetais causam uma evidente deterioração no aspecto
visual do corpo d'água.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 5 3
• Drenagem pluvial urbana. A drenagem urbana transporta uma carga muito maior
de nutrientes que os demais tipos de ocupação da bacia. Este aporte de nutrientes
contribui para uma elevação no teor de algas na represa.
• Esgotos. O maior fator de deterioração está, 110 entanto, associado aos esgotos
oriundos das atividades urbanas. Os esgotos contêm nitrogênio e fósforo, presentes
nas fezes e urina, nos restos de alimentos, nos detergentes e outros subprodutos das
atividades humanas. A contribuição de N e P através dos esgotos é bem superior à
contribuição originada pela drenagem urbana.
Há, portanto, uma grande elevação do aporte d e N e P a o iagoou represa, trazendo,
em decorrência, uma elevação nas populações de algas e outras plantas. Dependendo
da capacidade de assimilação do corpo d'ãgua, a população de algas poderá atingir
valores bastante elevados, trazendo uma série de problemas, como detalhado no item
seguinte. Em um período de elevada insolação (energia luminosa para a fotossíntese),
as algas poderão atingir superpopulações, constituindo uma camada superficial,
similar a um caldo verde. Esta camada superficial impede a penetração da energia
luminosa nas camadas inferiores do corpod'água, causando a morte das algas situadas
nestas regiões. A morte destas algas traz, em si, uma série de outros problemas. Estes
eventos de superpopulação de algas são denominados floração das águas.
3.2, Problemas da eulrofl/acão
São os seguintes os principais efeitos indesejáveis da eutrofização (Arceivala,
1981; Thotnann e Mueller, 1987; von Sperling, 1994a);
• Problemas estéticos e recreacionais. Diminuição do uso da água para recreação,
balneabilidade e redução geral na atração turística devido a:
- frequentes florações das águas
- crescimento excessivo da vegetação
- distúrbios com mosquitos e insetos
- eventuais maus odores
- eventuais mortandades de peixes
• Condições anaeróbias no fundo do corpo d'água. O aumento da produtividade do
corpo d'água causa uma elevação da concentração de bactérias heterotróficas, que
se alimentam da matéria orgânica das algas e de outros microrganismos mortos,
consumindo oxigênio dissolvido do meio líquido. No fundo do corpo d^gua
predominam condições anaeróbias, devido à sedimentação da matéria orgânica, e
à reduzida penetração do oxigênio a estas profundidades, bem como à ausência de
fotossíntese (ausência de luz). Com a anaerobiose, predominam condições reduto-
ras, com compostos e elementos no estado reduzido:
- o feiro e o manganês encontram-se na forma solúvel, trazendo problemas ao
abastecimento de água
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
- o fosfato encontra-se também na forma solúvel, representando uma fonte interna
de fósforo para as algas
- o gás sulfídrico causa problemas de toxicidade e maus odores.
• Eventuais condições anaeróbias no corpo d'água como um todo. Dependendo do
grau de crescimento bacteriano, pode ocorrer, em períodos de mistura total da massa
líquida (inversão térmica) ou de ausência de fotossíntese (período noturno), mor-
tandade de peixes e reinlrodução dos compostos reduzidos em toda a massa líquida,
com grande deterioração da qualidade da água.
• Eventuais mortandades de peixes. A mortandade de peixes pode ocorrer em função
de:
- anaerobiose (já comentada acima)
- toxicidade por amónia. Em condições de pH elevado(frequentes durante os
períodos de elevada fotossíntese), a amónia apresenta-se em grande parte na
forma livre (NH3), tóxica aos peixes, ao invés de na forma ionizada (NH4+), não
tóxica.
• Maior dificuldade e elevação nos custos de tratamento da água. A presença
excessiva de algas afeta substancialmente o tratamento da água captada no lago ou
represa, devido à necessidade de:
- remoção da própria alga
- remoção de cor
- remoção de sabor e odor
- maior consumo de produtos químicos
- lavagens mais frequentes dos filtros
• Problemas com o abastecimento de água industrial. Elevação dos custos para o
abastecimento de água industrial devido a razões similares às anteriores, e também
aos depósitos de algas nas águas de resfriamento.
• Toxicidade das algas. Rejeição da água para abastecimento humano e animal em
razão da presença de secreções tóxicas de certas algas.
• Modificações na qualidade e quantidade de peixes de valor comercial
• Redução na navegação e capacidade de transporte. O crescimento excessivo de
inacrófitas enraizadas interfere com a navegação, aeração e capacidade de trans-
porte do corpo d'água.
• Desaparecimento gradual do lago como um toclo. Em decorrência da eutrofização
e do assoreamento, aumenta a acumulação de matérias e de vegetação, e o lago se
torna cada vez mais raso, até vir a desaparecer. Esta tendência de desaparecimento
de lagos (conversão a brejos ou áreas pantanosas) é irreversível, porém usualmente
extremamente lenta. Com a interferência do homem, o processo pode se acelerar
abruptamente. Caso não haja um controle na fonte e/ou dragagem do material
sedimentado, o corpo d'água pode desaparecer relativamente rapidamente.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 155
^ J O . G r m r s d e Jxofia
De forma a se poder caracterizar o estágio de eutrofização em que se encontra um
corpo d'água, possibilitando a tomada de medidas preventivas e /ou corretivas, é
interessante a adoção de um sistema classificatório. Usualmente, tem-se os seguintes
níveis de trofia:
• oligotrófico (lagos claros e com baixa produtividade)
• mesotrófico (lagos com produtividade intermediária)
• eutrófico (lagos com elevada produtividade, comparada ao nível natural básico)
De forma a se caracterizar com uma particularidade ainda mais elevada os corpos
d'água, há outras classificações com outros níveis tróficos, tais como: ultraoligotró-
fico, oligotrófico, oligomesotrófico, mesotrófico, mesoeutrófico, eutrófico, eupoli-
trófico, hipereutrófico (listados da menor para a maior produtividade).
Uma caracterização qualitativa entre os principais graus de trofia pode ser como
apresentada no Quadro 3.1.
Q u a d r o 3 . 1 Caracter ização t róf ica de lagos e reservatórios
Item
Classe de trofia
Item
Ultraoligolrófico Oligotrófico Mesotrófico Eutrófico Hipereutrófico
Biomassa Bastante baixa Reduzida Média Alta Bastante alta
Fração de algas
verdes e/ou
cianotlceas
Baixa Baixa Variável Alta Bastante alta
Macró fitas Baixa ou ausente Baixa Variável Aita ou baixa Baixa
Dinâmica de
produção Bastante baixa Baixa Média Alta Alta, instável
Dinâmica de
oxigênio na
camada superior
Normalmente
saturado
Normalmente
saturado
Variável em
torno da
supersaturaçâo
Frequentemente
supersaturado
Bastante *
instável, de
supersaturaçâo
à ausência
Dinâmica de
oxigênio na
camada inferior
Normalmente
saturado
Normalmente
saturado
Variável abaixo
da saturação
Abaixo da
saturação à
completa ausência
Bastante
instável, de
supersaturaçâo
á ausência
Prejuízo aos
usos múüipfos Baixo Baixo Variável Alto • Bastante alto
Adaptado da Volienwelder {apud Salas ü Martírio, 1991)
A quantificação do nível trafico é, no entanto, mais difícil, especialmente para
lagos tropicais. Von Sperling (1994a) apresenta uma coletânea de diversas referên-
cias, em termos de concentração de fósforo total, clorofila a e transparência, a qual
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
rressalta a grande amplitude das faixas propostas por diversos autores. Além disso, a referência citada apresenta ainda outros possíveis índices a serem utilizados, sempre com a ressalva da dificuldade de se generalizar dados de um corpo d'água para outro. Deve-se ter em mente ainda que corpos d'água tropicais apresentam uma maior capacidade de assimilação de fósforo que corpos d'ãgua de climas temperados. Uma interpretação da síntese relatada por von Sperling pode ser como apresentado no Quadro 3.2, em termos da concentração de fósforo total.
Quadro 3.2 Faixas aproximadas de valores de fósforo total para os principais graus de trofia
1
Classe de trofia Concentração de fósforo total na represa (mg/m3)
UStraoligotrôfico < 5
Oligotrófico < 1 0 - 2 0
Mesotröfioo 10-50
Eutrófico 25-100
Hipereutrófica > 100
Fonte: tabela construída coni base nos dados apresentados por von Sperling (1994a)
Nota: a superposição dos valores entre duas faixas indica a dificuldade no estabelecimento de faixas rígidas
O estabelecimento da classe de trolia com base apenas no fósforo é por uma
questão dc conveniência na modelagem matemática. Da mesma forma que nos outros
tópicos de poluição das águas foram escolhidas variáveis representativas, como
oxigênio dissolvido (poluição por matéria orgânica) e coliformes (contaminação por
patogênicos), adota-se neste capítulo o fósforo como representativo do grau de trofia.
A vinculação entre os graus de trofia e os usos da água encontra-se no Quadro 3.3.
Q u a d r o 3.3 Vinculação entre os usos da água e os graus de trofia em um corpo d'água
Classe de trofia
U s o Ultra- Olígo- Meso- • Meso- ^ ^ Hiper-
oliçiotiófico Irófico trófico eutrófico eutrófico
Abastecimento de água potável Desejável Tolerável
Abastecimento de água de processo Desejável Tolerável
Abastecimento de água de resfriamento Tolerável
Recreação de contato primário Desejável Tolerável
Recreação de contato secundário Desejável Tolerável
Paisagismo Tolerável
Criação de peixes (espécies sensíveis) Desejável Tolerável
Criação de peixes (espécies tolerantes) Tolerável
Irrigação Tolerável
Produção de energia Tolerável
Ponte: adaptado da Thornton e Rast (1994)
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 157
3.4. DLoâiajca^deJagos c reservatórios
O perfil vertical de temperatura em lagos e reservatórios varia com as estações do
ano. Esta variação de temperatura afeta a densidade da água e, em decorrência, a
capacidade de mistura e estratificação do corpo d'água.
Durante o verão e os meses mais quentes do ano, a temperatura da camada
superficial é bem mais elevada que a temperatura do fundo, devido à radiação solar.
Devido a este fato, a densidade da água superficial torna-se inferior ã densidade da
camada do fundo, fazendo com que haja camadas distintas no corpo d'água:
• epilímnio: camada superior, mais quente, menos densa, com maior circulação
• termoclina: camada de transição
• hipolímnio: camada inferior, mais fria, mais densa, com maior estagnação
A diferença de densidades pode ser tal, que cause uma completa estratificação
no corpo d'água, com as três camadas não se misturando entre si. Esta estratificação
tem uma grande influência na qualidade da água. Dependendo do grau de trofia do
corpo d'água, poderá haver uma ausência completa de oxigênio dissolvido no
hipolímnio. Em decorrência, nesta camada tem-se a predominância de compostos
reduzidos de ferro, manganês e outros.
Com a chegada do período frio, há um resfriamento da camada superficial do lago,
causando uma certa homogeneização na temperatura ao longo dc toda a profundidade.
Com a homogeneização da temperatura, tem-se também uma maior similaridade
entre as densidades. A camada superior, subitamenteresfriada, tende a ir para o fundo
do lago, deslocando a camada inferior, e causando um completo revolvimento do
lago. A este fenômeno dá-se o nome de inversão térmica. Em lagos que apresentam
uma maior concentração de compostos reduzidos no hipolímnio, a reintrodução
destes na massa d'água de todo o lago pode causar uma grande deterioração na
qualidade da água. A redução da concentração de oxigênio dissolvido, devido à
demanda introduzida pelos compostos orgânicos e inorgânicos reduzidos, bem como
à ressuspensão da camada anaeróbia do fundo, pode causar a mortandade de peixes.
A Figura 3.2 apresenta um perfil típico de temperatura e OD nas condições de
estratificação e de inversão térmica.
^Lg^Nutrientc limitante
Nutriente limitante é aquele que, sendo essencial para uma determinada popu-
lação, limita seu crescimento. Em baixas concentrações do nutriente limitante, o
crescimento populacional é baixo. Com a elevação da concentração do nutriente
limitante, o crescimento populacional também aumenta. Essa situação persiste até o
ponto em que a concentração desse nutriente passa a ser tão elevada no meio, que um
outro nutriente passa a ser o fator limitante, por não se apresentar em concentrações
suficientes para suprir os elevados requisitos da grande população. Esse novo
nutriente passa a ser o novo nutriente limitante, pois nada adianta aumentar a
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
E T F E S - B i b l i o t e c a
DINÂMICA DE ESTRATIFICAÇÃO E MISTURA DE LAGOS
LAGO C O M ESTRATIFICAÇÃO TÉRMICA
(meses mais quentes)
TEMPERATURA OD
termoclino
temperoturo
LAGO C O M MISTURA - INVERSÃO TÉRMICA
(entrada do período frio)
OD
TEMPERATURA OD
altura altura
u
temperatura
I' ig. 3.2. Perfis de um lago em condições de estratificação e de inversão térmica
OD
concentração do primeiro nutriente, que a população não crescerá, pois estará limitada
pela insuficiência do novo nutriente limitante.
Thomann e Mueller (1987) sugerem o seguinte critério, com base na relação entre
.is concentrações de nitrogênio e fósforo (N/P), para se estimar preliminarmente se o
crescimento de algas em um lago está sendo controlado pelo fósforo ou nitrogênio:
• grandes lagos, com predominância de fontes não pontuais: N/P> 10: limitação por
fósforo
• pequenos lagos, com predominância de fontes pontuais: N/P< 10: limitação por
nitrogênio
De acordo com Salas e Martino (1991), a maioria dos lagos tropicais da América
I .itina são limitados por fósforo. Um outro aspecto é o de que, mesmo que se controle
t» aporte externo de nitrogênio, há algas com capacidade de fixar o nitrogênio
itlinosférico, que não teriam a sua concentração reduzida com a diminuição da carga
ilhiente de nitrogênio. Por estas razões, prefere-se dar uma maior prioridade ao
controle das fontes de fósforo quando se pretende controlar a eutrofização em um
corpo d'água. O presente texto segue esta abordagem.
LZ Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 1 5 9
3.6. Estjinativajda^carga de fósforo af luci i te j i j jmJagoou represa
As principais fontes de fósforo a um lago ou represa são, em ordem crescente de
importância:
• drenagem pluvial
- áreas com matas e florestas
- áreas agrícolas
- áreas urbanas
• esgotos
A drenagem pluvial de áreas com ampla cobertura vegetal, como matas e florestas,
transporta a menor quantidade de fósforo. Nestas áreas, o fósforo não está supera-
bundando no meio, já que o ecossistema se encontra próximo ao equilíbrio, não
havendo nem grandes excessos, nem grandes faltas dos principais elementos.
A drenagem de áreas agrícolas apresenta valores mais elevados e, também, uma
ampla variabilidade, dependendo da capacidade de retenção do solo, irrigação, tipo
de fertilização da cultura e condições climáticas (CETESB, 1976).
A drenagem urbana apresenta valores mais elevados e com menor variabilidade.
Os esgotos domésticos veiculados por sistemas de esgotamento dinâmico são, na
realidade, a maior fonte de contribuição de fósforo. Este encontra-se presente nas
fezes humanas, nos detergentes para limpeza doméstica e em outros subprodutos das
atividades humanas. Com relação aos esgotos industriais, é difícil a generalização da
sua contribuição, em virtude da grande variabilidade apresentada entre distintas
tipologias industriais, e mesmo de indústria para indústria em uma mesma tipologia.
O Quadro 3.4 apresenta valores típicos da contribuição unitária de fósforo,
compilados de diversas referências nacionais e estrangeiras (von Sperling, 1985b). A
unidade de tempo adotada é "ano", conveniente para modelagem matemática.
Q u a d r o 3.4 Contr ibuições unitárias de fósforo típicas
Fonte Tipo Valores típicos Unidade
Áreas de matas e florestas 10 kgP/km2.ano
Drenagem Areas agrícolas 50 kgP/km2.ano
Areas urbanas 100 kgP/km2.ano
Esgotos Domésticos 1,0 kgP/hab.ano
3.7. Estimativa da concentração de fósforo no corpo d'água
A literatura apresenta uma série de modelos empíricos simplificados para se
estimar a concentração de fósforo no corpo d'água, em função da carga afluente,
tempo de detenção e características geométricas. Os modelos empíricos podem ser
utilizados com uma das seguintes duas aplicações principais:
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
• Estimativa do nível tráfico. Uma vez estimada a concentração de fósforo, pode-se
avaliar o nível trófico do lago, com base nas considerações do Item 3.3.
• Estimativa da carga máxima admissível. Pode-se estimar também a carga máxima
admissível de fósforo ao lago, para que a concentração de fósforo resultante esteja
dentro de um valor inferior ao da eutrofia.
A abordagem empírica tem sido mais utilizada do que a conceituai, devido à
dificuldade em se elaborar modelos de base física para o fósforo em uma represa,
bem como de se obter os valores dos coeficientes e dados de entrada necessários.
O modelo empírico mais conhecido mundialmente é o de Vollenweider (1976),
desenvolvido predominantemente para lagos temperados. O modelo, apresentado
de uma forma conveniente para as convenções do presente texto, é:
(3.1)
L/onde:
P = concentração de fósforo no corpo d'água (gP/m3)
L = carga afluente de fósforo (kgP/ano)
V = volume da represa (m3)
t = tempo de detenção hidráulica (ano)
K., = coeficiente de perda de fósforo por sedimentação (l/ano)
Vollenweider obteve o valor de Ks por meio de análise da regressão em função
do tempo de detenção na represa. O valor obtido foi:
K, = 1/VT (3.2)
Castagnino (1982), ao analisar teoricamente a perda de fósforo por sedimentação
em lagos tropicais, chegou a um valor de Ks igual a 2,5 vezes o valor de Vollenweider.
Este coeficiente de majoração de 2,5 é um fator composto de 1,3 para a sedimentação
facilitada pelas maiores temperaturas e 1,9 pela aceleração na taxa de crescimento de
fitoplâncton (1,3x1,9 = 2,5). Segundo Castagnino, o valor de Ks, corrigido para as
condições tropicais, é:
Ks = 2,5 Wf" (3.3)
Salas e Martino (1991), analisando dados experimentais de 40 lagos e reservató-
rios na América Latina e Caribe, obtiveram, por análise da regressão, a seguinte
^elação para K„:
K, = 2Wí~ (3.4)
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 161
Com os valores obtidos por Salas e Martino (1991), a equação do balanço de
massa passa a ser:
Concentração de fósforo na represa:
(3.5)
AEquação 3.5 pode ser rearranjada, para se determinar a carga máxima admissível
de fósforo a um lago, para que não seja suplantado um valor máximo para a
concentração de fósforo no lago:
Carga de fósforo máxima admissível:
Para a utilização da Equação 3.6, deve-se estimar L para que P situe-se abaixo do
limite da eutrofia. Segundo o Quadro 3.2, a faixade concentração de fósforo em um
corpo d'águaeutróficoéde 25 a 100mgP/m\ou seja, 0,025 a0,100 gP/m\ Afixação
de um valor ideal de P, mais relaxado ou mais restritivo, deve ser feita caso a caso,
analisando-se os usos múltiplos da represa e o seu grau de importância.
Devido ao fato de ter sido desenvolvido com base em dados regionais (inclusive
brasileiros), acredita-se que o modelo empírico proposto por Salas e Martino (1991)
deva ser o modelo utilizado para o planejamento e gerenciamento de lagos e represas
em nossas condições. Naturalmente que deve estar sempre presente o espírito crítico
e a experiência do pesquisador, para evitar distorções, dada a especificidade de cada
represa ou lago em estudo
3.8, Controle da cutrofização
As estratégias de controle usualmente adotadas podem ser classificadas em duas
categorias amplas (Thomann e Mueller, 1987; von Sperling, 1995a):
• medidas preventivas (atuação na bacia hidrográfica)
- redução das fontes externas
• medidas corretivas (atuação no lago ou represa)
- processos mecânicos
- processos químicos
- processos biológicos
(3.6)
IO1
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
a) Medidas preventivas
As medidas preventivas, as quais compreendem a redução do aporte de fósforo
através de atuação nas fontes externas, podem incluir estratégias relacionadas aos
esgotos ou à drenagem pluvial. As estratégias de controle dos esgotos estão ilustradas
na Figura 3.3.
ESTRATÉGIAS PARA O CONTROLE DOS ESGOTOS
Fig. 3.3. Estratégias para o controle dos esgotos visando n prevenção do aporte dc nutrientes na represa
Controle dos esgotos
- Tratamento dos esgotos a nível terciário com remoção de nutrientes
- Tratamento convencional dos esgotos c lançamento a jusante da represa
- Exportação dos esgotos para outra bacia hidrográfica que não possua lagos ou
represas
- Infiltração dos esgotos no terreno
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 163
Controle da drenagem pluvial
- Controle do uso e ocupação do solo na bacia
- Faixa verde ao longo da represa e tributários
- Construção de barragens de contenção
Com relação ao tratamento dos esgotos com remoção de fósforo, esta pode ser
efetuada por meio de processos biológicos e/ou físico-químicos.
A remoção avançada de fósforo no tratamento de esgotos por meio de processos
biológicos foi desenvolvida há cerca de duas décadas, estando hoje bastante conso-
lidada. O processo baseia-se na alternância entre condições aeróbias e anaeróbias,
situação que faz com que um determinado grupo de bactérias assimile uma quantidade
de fósforo superior à requerida para os processos metabólicos usuais. Ao se retirar
estas bactérias do sistema, está-se retirando, em decorrência, o fósforo absorvido
pelas mesmas. Com a remoção biológica de fósforo pode-se atingir efluentes com
concentrações em torno de 0,5 mgP/1, embora seja mais apropriado considerar-se um
valor mais conservador de 1,0 mgP/1.
A remoção de fósforo por processos físico-químicos baseia-se na precipitação do
fósforo, após adição de sulfato de alumínio, cloreto férrico ou cal. O consumo de
produtos químicos e a geração de lodo são elevados. O tratamento físico-químico
após a remoção biológica de fósforo pode gerar efluentes com concentrações da
ordem de 0,1 mgP/1.
b) Medidas corretivas
As medidas corretivas a serem adotadas podem incluir uma ou mais das estratégias
apresentadas no Quadro 3.5 (von Sperling, 1995a; Barros et al, 1995).
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
Q u a d r o 3.5. Medidas corretivas para a recuperação de lagos e represas
Processos Técnicas Características
•
Mecânicos
Aeração.d0-
hipolímnio
- Consiste na injeção de ar comprimido ou oxigênio nas camadas
profundas do lago, promovendo a estabilização da matéria orgânica
acumulada no fundo e impedindo ainda a liberação de nutrientes
provenientes do sedimento
- Apresenta altos custos operacionais e de aquisição de
equipamentos especiais, mas é uma técnica de elevada eficiência o
bastante difundida
•
Mecânicos
Desestratificação
- Consiste na injeção de ar comprimido ou oxigênio nas camadas
profundas do lago, favorecendo a circulação de todo o corpo d água
- Utiliza equipamentos mais simples
- Apresenta como inconveniente o transporte de compostos
redutores até a camada superficial, provocando a fertilização do
„epilimnio
•
Mecânicos
Retirada das
áauas orofundas
- Objetiva a retirada das águas profundas e a sua substituição por
águas de camadas superiores, mais ricas em oxigênio, reduzindo o
acúmulo de nutrientes no hipolímnio
- 0 volume liquido retirado, através de pressão hidrostática ou por
bombeamento, pode ser utilizado na irrigação ou conduzido até
uma estação de tratamento de esgotos
•
Mecânicos
Adução de água
de meJhsr
qualidade
- Técnica de diluição que reduz a concentração de nutrientes no
corpo d'água
- Sua aplicação combate a formação de gás sulfídrico no hipolímnio,
evitando a mortandade de peixes
•
Mecânicos
Bemoção do
sedimento
- São removidas as camadas superficiais do sedimento, através de
dragagem, favorecendo a exposição de camadas de menor
potencial poluidor
• O lodo removido, após tratamento, pode ser utilizado como
condicionador de solos
•
Mecânicos
Cobertura do
sedimento
- Medida corretiva para impedir a liberação de nutrientes nas
camadas profundas
- 0 sedimento é isolado do restante do corpo d'àgua por meio de
cobertura com material plástico ou substâncias finamente
particuladas
- Método caro e que apresenta dificuldades de instalação
•
Mecânicos
ftemoçãocte
macrófitas
aquáticas
- As macrótitas aquáticas, cuja presença excessiva interfere nos
diversos usos da água, podem ser removidas por processo manual
ou mecânico
•
Mecânicos
„Remoção de
biomassa
planctônica
- A biomassa planctônica, que apresenta grande capacidade de
armazenamento de poluentes, pode ser removida através de
centrilugação ou por meio de mícropeneiras
•
Mecânicos
Sombreamento
- Possibilita o combale ao crescimento excessivo da vegetação, por
meio da limitação do recebimento da radiação solar, mediante:
• arborização das margens de pequenos corpos d água
• instalação de anleparos nas margens
• aplicação de material sobrenadante ou corantes leves na
supertície da água
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 165
Processos Técnicas Características
Precipitação
química do fósforo
- Recomendada no caso de fontes difusas de fósforo, que tornam
impraticável a remoção de nutrientes dos afluentes
Oxidação do
sedimento com
nitrato
- Eficiente para a redução do problema da fertilização interna
Impede a diminuição excessiva da concentração de oxigênio das
águas profundas
Químicos
Aplicação de
herbicidas
- Combate o crescimento excessivo da vegetação
- Vinculada a problemas de toxicidade, sabor e odor e
bioacumulação
Aplicação de cal
- Utilizada para a desinfecção do sedimento e para a eliminação de
algas e plantas submersas, em pequenos corpos d'água, e na
neutralização da água em lagos acidificados
Utilização de peixes
que se alimentam
de plantas
- Reduz a comunidade vegetal, em função da atividade de peixes
herbívoros
Biológicos Utilização de
cianófagos
- Reduz a densidade de algas azuis, pelo ataque de vírus
específicos, sendo pouco difundida
Manipulação da
cadeia alimentar
- Reduz a comunidade fitoplanctünica, em (unção do incentivo ao
aumento da população zooplanctónica
Rei: Von Spetling (1995a), Barros et al (1996)
3.9. Excmplocla estimativa dc fósforo emumajreprcga
Estimar o grau cie trofiaem um reservatório com base na concentração cle
fósforo. Caso sejam encontradas condições eutróficas, estimar ci carga máxi-
ma admissível para que sejam evitadas condições eutróficas.
Dados:
• volume do reservatório: 10x10fi m'
• vazão média afluente (tributários + esgotos): 50 x IO6 n?/ano
• área de drenagem: 60 km2
• área de matas: 40 km2
- área agrícola: 10 km2
- área urbana: 10 km2
• população contribuinte (ligada ao sistema de esgotamento dinâmico):
8.000 hab
• características dos esgotos: esgotos domésticos brutos (sem tratamento)
Solução:
a) Estimativa da carga de P afluente ao reservatório
Adotando-se os valores de carga unitária propostos no Item 3.6 (Quadro 3.4),
tem-se as seguintes cargas afluentes:
6 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de as goros'
- esgotos domésticos brutos: 8.000 hab x 1,0 kgP/hab.ano = 8.000 kgP/ano
- escoamento das áreas de matas: 40 km2 x 10 kg P/km2 .ano = 400 kgP/ano
- escoamento das áreas agrícolas: 10 knr x 50 kgP/km2.ano = 500 kgP/ano
- escoamento das áreas urbanas: 10 km2 x 100 kg P/km2, ano = 1.000 kgP/ano
Carga total afluente ao reservatório: 8.000 + 400 + 500 + 1.000 = 9.900
kgP/ano
b) Estimativa do tempo de detenção hidráulica
O tempo de detenção hidráulica é dado por:
V 10 x 10fi m3 t = — — 2—; = 0,20 anos
Q 50 x 10 m /ano
c) Estimativa da concentração de fósforo no reservatório
Adotando-se o modelo de Salas e Martino (1991), Equação 3.5, tem-se:
P= L,:l0\ , = • 9.900 x 10a =0,105 gP/m' = 105 mgP/nv1
" 1 1 • 2 1 0 x l 0 r ' 7 ^ + - 2 V. t + VT
V /
0,20
d) Avaliação do grau de trofia do reservatório
Com base na concentração de P encontrada igual a 105 mgP/nv e na
interpretação do Quadro 3.2, tem-se que o reser\'atório está no limite entre
eutrofia e hipereutrofia. São necessárias medidas de controle, para que o lago
não se apresente em condições eutróficas.
e) Redução da carga afluente de fósforo
Através da adoção de medidas preventivas de controle de esgotos e controle
da drenagem pluvial pode-se reduzir drasticamente a carga de fósforo afluen-
te ao reservatório. A carga afluente deve ser reduzida até um valor, abaixo do
limite de eutrofia. Com base no Quadro 3.2, pode-se admitir um valor, não
muito conservador, de 50 mgP/m , como limite entre mesotrofia e eutrofia.
Nestas condições, a carga máxima admissível de fósforo ao reservatório é
dada pela Equação 3.6:
p.v.\t+VF
1 2 \
0,050 x 10 x 106 .1 0,20 + VÕ2Õ
L = — ^ = 1 = 4.736 kgP/ano
IO3 IO"1
A carga afluente terá de ser reduzida de 9.900 kgP/ano para 4.736 kgP/ano.
A atuação integrada entre controle dos esgotos e controle do escoamento
superficial pode alcançar esta redução facilmente.
Impacto do lançamento de efluentes nos corpos receptores 163
CAPÍTULO 4
Níveis, processos e sistemas de t ratamento
1. REQUISITOS DE QUALIDADE DO EFLUENTE
1.1. Preliminares
Hm estudos ou projetos, antes de se iniciar a concepção e o dimensionamento do
tratamento, deve-se definir com clareza qual o objetivo do tratamento dos esgotos, e
.1 que nível deve ser o mesmo processado. Tal questionamento assume frequentemente
uma importância secundária em projetos apressados ou excessivamente padroniza-
do'., e não raro se vê concepções superestimadas, subestimadas, ou desvinculadas de
outros importantes aspectos que não apenas a remoção da DBO com uma eficiência
de, por exemplo, 90%. Porque a DBO? Porque apenas a DBO? Porque 90%? Estas
devem ser perguntas que devem ser efetuadas e esclarecidas na etapa preliminar da
formulação da concepção do sistema.
Para tanto, devem ser bem caracterizados os seguintes aspectos:
• objetivos do tratamento
• nível do tratamento
• estudos de impacto ambiental no corpo receptor
< )s requisitos a serem atingidos para o efluente são função de legislação específica, que
1 >i i • vc padrões de qualidadeparao efluente e pai a o corpo receptor. A legislação foi abrangida
nu Capítulo "Noções de qualidade das águas". Os estudos de impacto ambiental,
necessários para a avaliação do atendimento aos pedrões do corpo receptor, foram
• II I,ilhados no Capítulo 3.
1.2. Nível do tratamento
A remoção dos poluentes no tratamento, de forma a adequar o lançamento a uma
'lUiilidade desejada ou ao padrão de qualidade vigente está associada aos conceitos
• i" nível do tratamento e eficiência do tratamento.
(l tratamento dos esgotos é usualmente classificado através dos seguintes níveis
H i i Quadros 1.1 e 1.2):
• Preliminar
• Primário
• Sn unddrio
• Iririário (apenas eventualmente)
Ni 11 'i v , processos e sistemas de tratamento 1 6 9
O tratamento preliminar objetiva apenas a remoção dos sólidos grosseiros,
enquanto o tratamento primário visa a remoção de sólidos sedimentáveis e parte
da matéria orgânica. Em ambos predominam os mecanismos físicos de remoção de
poluentes. Já no tratamento secundário, no qual predominam mecanismos biológi-
cos, o objetivo é principalmente a remoção de matéria orgânica e eventualmente
nutrientes (nitrogênio e fósforo). O tratamento terciário objetiva a remoção de
poluentes específicos (usualmente tóxicos ou compostos não biodegradáveis) ou
ainda, a remoção complementar de poluentes não suficientemente removidos no
tratamento secundário. O tratamento terciário é bastante raro no Brasil.
Q u a d r o 1 . 1 Níveis do t ratamento dos esgotos
Nível Remoção
Preliminar - Sólidos em suspensão grosseiros (materiais de maiores dimensões e areia)
- Sólidos em suspensão sedimentáveis
Primário - DBO em suspensão (matéria orgânica componente dos sólidos em suspensão
sedimentáveis)
- DBO em suspensão (matéria orgânica em suspensão fina, não removida no
Secundário tratamento primário)
- DBO solúvel (matéria orgânica na forma de sólidos dissolvidos)
Terciário
- Nutrientes
• Patogênicos
• Compostos não biodegradáveis
• Metais pesados
• Sólidos inorgânicos dissolvidos
• Sólidos em suspensão remanescentes
Nota: a remoção de nutrientes (por processos biológicos) e de patogênicos pode ser considerada como inlegrante do
tratamento secundário, dependendo da concepção de tratamento local
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ET FES - B ib l io teca
( J l i i ld ro 1.2 Caracter ís t icas dos principais níveis d e t ra tamento dos esgo tos
Itsm
Nível de tratamento'''
Itsm
Preliminar Primário Secundário
Poluentes
mmovidos - Sólidos grosseiros
- Sólidos sedimentáveis
- DBO em suspensão
• Sólidos não sedimentáveis
- DBO em suspensão fina
- DBO solúvel
- Nutrientes (parcialmente)
- Patogênicos (parcialmente)
1 llcllncias de
wrnnçâo -
- SS: 60-70%
- DBO; 30-40%
- Coliformes; 30-40%
- DBO: 60 a 99%
- Coliformes: 60 a 99% (3 )
- Nutrientes: 10 a 50% (3)
Mocanismo
ilti itatamento
1 iiíidominante
Rsico Fisico Biológico
Cumpre o
1 Mtlrâo de
i.iiiçomento?'2'
Não ' Não Usualmente sim
Aplicação
- Montante de elevatória
- Etapa inicial de
tratamento
- Tratamento parcial
- Etapa intermediária de
tratamento mais completo
- Tratamento mais completo
para matéria orgânica e
sólidos errt suspensão
(para nutrientes e
coliformes, com adaptações
ou inclusão de etapas
específicas)
Niitns
(I) t Ima ETE a nível secundário usualmente tem tratamento preliminar, mas pode ou nâo ter tratamento primário (depende do
|iroí;«aoo).
1'íidrâo de lançamento tal como expresso na legsiaçào O árgào ambiental poderá autorizar outros valores para o
lançamento, caso estüdos ambientais demonstrem que o corpo receptor continuará enquadrado dentro da sua classe.
(3) A eficiência de remoção poderá ser superior, caso ha|a alguma etapa de remoção específica
O grau, porcentagem ou eficiência de remoção de determinado poluente no
tratamento ou em uma etapado mesmo é dado pela fórmula:
(1.1)
onde
I'. eficiência de remoção (%)
('„ = concentração afluente do poluente (mg/l)
C V = concentração efluente do poluente (mg/l)
Ni 11 'i v, processos e sistemas de tratamento 171
2.QPERACÕES. PROCESSOS UNITÁRIOS
E SISTEMAS^DE T R A T A M £ N X g _
2.1. Classificação dos métodos de tratamento
Os métodos de tratamento dividem-se em operações e processos unitários, e a
integração destes compõe os sistemas de tratamento.
O conceito de operação e processo unitário é por vezes utilizado intercambiada-
mente, em razão dos mesmos poderem ocorrer simultaneamente numa mesma
unidade de tratamento. De uma forma geral, pode-se adotar as seguintes definições
(Metcalf& Eddy, 1991):
• Operações físicas unitárias: métodos de tratamento no qual predomina a aplicação
d & forças físicas (ex: gradeamento, mistura, floculação, sedimentação, flotação,
filtração).
• Processos químicos unitários: métodos de tratamento nos quais a remoção ou
conversão de contaminantes ocorre pela adição de produtos químicos ou devido a
reações químicas (ex: precipitação, adsorção, desinfecção).
• Processos biológicos unitários: métodos de tratamento nos quais a remoção de
contaminantes ocorre por meio de atividade biológica (ex: remoção da matéria
orgânica carbonácea, desnitrificação).
Dependendo do processo a ser utilizado, vários mecanismos podem atuar separada
ou simultaneamente na remoção de poluentes. Os principais mecanismos são:
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
i Mii«Iro 2 . 1 Principais mecanismos de remoção d e poluentes no tratamento de esgotos
Poluente Dimensões Principais mecanismos de remoção
Sólidos grosseiros
(> ~1cm) Gradeamento
Retenção de sólidos com dimensões
superiores ao espaçamento entre barras
Mlidos Sólidos em suspensão
( > - 1 Mm) Sedimentação
Separação de partículas com
densidade superior à do esgoto
Sólidos dissolvidos
(< - 1 jim) Adsorção
Retenção na superfície de aglomerados
de bactérias ou biomassa
Sedimentação Separação de partículas com densidade superior à do esgoto
Adsorção Retenção na superfície de aglomerados de bactérias, ou biomassa
Mntória
DBO em suspensão
(> ~ 1 um) Hidrólise
Conversãp_da DBCLsuspensa em DBO
solúvel, por meio de enzimas,
possibilitando a sua estabilização
oiainica
Estabilização
Utilização peias bactérias como
alimento, com conversão a gases, ãgua
e outras compostos inertes
DBO solúvel
(< - 1 pm)
Adsorção Retenção na superfície de aglomerados de bactérias, ou biomassa DBO solúvel
(< - 1 pm)
Estabilização
Utilização peias bactérias como
alimento, com conversão a gases, água
e outros compostos inertes
Radiação
ulira-violeta Radiação do sol ou artificial
Wogênicos Condições
ambientais adversas
Temperatura, pH, falta de alimento,
competição com outras espécies
Desinfecção Adição de algum agente desinfetante, como o cloro
2.2. Operações, processosesistemas j e tratamento (fase líquida)
2.2.1. Introdução
< > Quadro 2.2 lista os principais processos, operações e sistemas de tratamento
lii-quentemente utilizados no tratamento de esgotos domésticos, em função do
poluente a ser removido. Tais métodos são empregados para a fase líquida, que
. iitTcsponde ao fluxo principal cb líquido na estação de tratamento de esgotos. Por
i miro lado, a fase sólida (abordada no Item 2.3) diz respeito aos subprodutos sólidos
|fn ados no tratamento, notadamente o lodo. O presente texto concentra-se no trata-
iiu Hto biológico das águas residuárias, razão pela qual não são abordados os sistemas
u liidonados ao tratamento físico-químico (dependente da adição de produtos quími-
i n1., i' mais utilizado para o tratamento de despejos industriais).
Ni 11 'i v , processos e sistemas de tratamento 173
Quadro 2.2 Operações , p rocessos e s i s temas de t ra tamento f r equen temente u t i l izados para a
r e m o ç ã o de po luen tes dos esgo tos domés t i cos
Poluente Operação, processo ou sistema de tratamento
Sólidos em suspensão
- G r a d e a m e n t o
- Remoção da areia
- Sedimentação
- Disposição no solo
Matéria orgânica biodegradável
- Lagoas de estabilização e variações
- Lodos ativados e variações
• Filtro biológico e variações
- Tratamento anaeróbio
Disposição no solo
Patogênicos
- Lagoas de maturação
- Disposição no solo
- Desinfecção com produtos químicos
- Desinfecção com radiação ultra violeta
- Nitrilicação e desnitrificação biológica
Nitrogênio • Disposição no solo
- Processos fisico-qulmicos
Fósloro • Remoção biológica - Processos físico-químicos
O Quadro 2.3 apresenta um resumo dos principais sistemas de tratamento de
esgotos domésticos a nível secundário. A tecnologia de tratamento de esgotos possui
ainda vários outros importantes processos, como áreas alagadas artificialmente,
biofiltros aerados, reatores de eixo profundo etc. No entanto, atém-se no presente
quadro aos sistemas mais frequentes no Brasil. Os fluxogramas dos sistemas descritos
neste quadro encontram-se apresentados na Figura 2.1.Nestes fluxogramas, pode-se
observar a integração entre as várias operações e processos listados no Quadro 2.2.
De forma a permitir a compreensão dos principais sistemas de tratamento de esgotos
domésticos, apresenta-se nos itens 2.2.2. a 2.2.4 uma descrição preliminar dos
mesmos.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
^ ETFES-Biblioteca
(JllHtlro 2,3 Descrição sucinta dos principais sistemas de tratamento de esgotos a nível
11 iiiitlãrio
LAGOAS DE ESTABILIZAÇÃO
lagoa
titi.ultaliva
A DBO solúvel e finamente particulada é estabilizada aerobiamerite por bactérias
dispersas no meio liquido, ao passo que a DBO suspensa tende a sedimentar, sendo
estabilizada anaerobiamente por bactérias no fundo da lagoa. 0 oxigênio requerido
pelas bactérias aeróbias é fornecido pelas algas, através da fotossíntese.
t.ngoa
iinuoróbia -
ijt|/f.iíl lacull.
A DBO é em torno de 50% estabilizada na lagoa anaeróbia {mais profunda e com menor
volume}, enquanto a DBO remanescente é removida na lagoa facultativa, 0 sistema
ocupa uma área inferior ao de uma lagoa facultativa única.
1 ngoa
nnroda
hic.ultativa
Os mecanismos de remoção da DBO são similares aos de uma lagoa facultativa. No
entanto, o oxigênio é fornecido por aeradores mecânicos, ao invés de através da
fotossíntese, Como a lagoa é também facultativa, uma grande parte dos sólidos do
esgoto e da biomassa sedimenta, sendo decomposta anaerobiamente no fundo.
Lagoa
cintada de
m/slura
completa •
lagoa de
ilncnnlaçâo
A energia introduzida por unidade de volume da lagoa è elevada, o que íaz com que os
sólidos (principalmente a biomassa) permaneçam dispersos no meio liquido, ou ern
mistura completa A decorrente maior concentração de bactérias no meio liquido
aumenta a eficiência do sistema na remoção da DBO, o que permite que a lagoa tenha
um volume inferior ao de uma lagoa aerada facultativa. No entanto, o efluente contém
elevados teores ce sólidos (bactérias), que necessitam ser removidos antes do.
lançamento no corpo receptor. A lagoa de decantação a jusante proporciona condições
para esta remoção. 0 lodo da lagoa de decantação deve ser removido em períodos de
poucos anos
LODOS ATIVADOS
Lodos
ativados
r i ii ivoncional
A concentração de biomassa no reator é bastante elevada, devido à recirculaçâo dos
sólidos (bactérias) sedimentadas no tundo do decantador secundário. A biomassa
permanece mais tempo no sistema do que o líquido, o que garante uma elevada
eficiência na remoção da DBO. Há a necessidade da remoção de uma quantidade de
lodo (bactérias) equivalente à que é produzida. Este lodo removido necessita uma
estabilizaçãona etapa de tratamento do lodo. 0 fornecimento de oxigênio é feito por
aeradores mecânicos ou por ar difuso. A montante do reator há uma unidade de
decantação primária, de forma a remover os sólidos sedimentáveis do esgoto bruto.
Lodos
ativados por
neraçSo
piolongada
Similar ao sistema anterior, com a diferença de que a biomassa permanece mais tempo
no sistema (os tanques de aeração são maiores}. Com isto, há menos DBO disponível
para as bactérias, o que faz com que elas se utilizem da matéria orgânica do próprio
material celular para a sua manutenção. Em decorrência, o lodo excedente retirado
{bactérias} já sai estabilizado. Não se incluem usualmente unidades de decantação
primária.
Lodos
ativados de
tluxo
intermitente
A operação do sistema ê intermitente, Assim, no mesmo tanque ocorrem, em fases
diferentes, as etapas de reação (aeradores ligados) e sedimentação (aeradores
desligados), Quando os aeradores estão desligados, os sólidos sedimentam, ocasião
em que se retira o efluente (sobrenadante). Ao se religar os aeradores, os sólidos
sedimentados retornam à massa líquida, o que dispensa as elevatórias de recirculaçâo.
Não há decantadores secundários. Pode ser na modalidade convencionai ou aeração
prolongada.
Níveis, processos e sistemas de tratamento 175
Q u a d r o 2.3. C o n t i n u a ç ã o
SISTEMAS AERÓBIOS COM BIOFILMES
Filtro de
baixa carga
A DBO é estabilizada aerobiamente por bactérias que crescem aderidas a um meio
suporte (comumente pedras). 0 esgoto é aplicado na superfície do tanque através de
distribuidores rotativos. O líquido percola pelo tanque, saindo peto fundo, ao passo que
a matéria orgânica fica retida pelas bactérias. Os espaços livres são vazias, o que
permite a circulação de ar. No sistema de baixa carga, há pouca disponibilidade de
DBO para as bactérias, o que faz com que as mesmas sofram uma autodigestão, saindo
estabilizadas do sistema. As placas de bactérias que se despregam das pedras são
removidas no decantador secundário. 0 sistema necessita de decantação primária
Filtro de
alta carga
Similar ao sistema anterior, com a diferença de que a carga de DBO aplicada é maior. As
bactérias (lodo excedente) necessitam de estabilização no tratamento do todo. O
efluente do decantador secundário é recirculado para o filtro, de forma a diluir o afluente
e garantir uma carga hidráulica homogênea.
Biodisco
Os biodiscos não são filtros biológicos, mas apresentam a similaridade de que a
biomassa cresce aderida a um meio suporte. Este meio é provido por discos que giram,
ora expondo a superfície ao liquido, ora ao ar,
SISTEMAS ANAERÓBIOS
Reator
anaeróbio
de manta
de lodo
A DBO é estabilizada anaerobiamente por bactérias dispersas no reator. 0 fluxo do
liquido é ascendente. A parte superior do reator é dividida nas3goas_de_sedilI!enta£ão_e
de .coleta de qás, A zona de sedimentação permite a saida do efluente clarificado e o
retorno dos sólidos (biomassa) ao sistema, aumentando a sua concentração no reator.
Entre QS gases formados inclui-se o metano. 0 sistema dispensa decantação primária. A
produção de lodo é baixa, e o mesmo iá sai estabilizado
Filtro
anaeróbio
A DBO é estabilizada anaerobiamente por bactérias aderidas a um meio suporte
(usualmente pedras) no reator, 0 tanque trabalha submerso, e o fluxo é ascendente. O
sistema requer decantação primária (frequentemente fossas sépticas). A produção de
lodo é baixa, e o mesmo já sai estabilizado.
DISPOSIÇÃO NO SOLO
Infiltração
lenta
Os esgotos são aplicados ao solo, fornecendo água e nutrientes necessários para o
crescimento das plantas. Parte do liquido é evaporada, parte percola no solo, e a maior
parte é absorvida pelas plantas. As laxas de aplicação no terreno são bem baixas. 0
fíquido pode ser aplicado segundo os métodos da aspersão, do alagamento, e da crista
e vala.
Infiltração
rápida
Os esgotos são dispostos em bacias rasas. O líquido passa pelo fundo porosos percola
peto solo. A perda por evaporação é menor, face às maiores laxas de aplicação. A
aplicação é intermitente, proporcionando um período de descanso para o solo, Os tipos
mais comuns são: percolação para a água subterrânea, recuperação por drenagem
subsuperfícial e recuperação por poços freáticos.
Infiltração
sub-
superficial
O esgoto pré-decantado é aplicado abaixo do nível do solo. Os tocais de infiltração são
preenchidos com um meio poroso, no qual ocorre o tratamento. Os tipas mais comuns
são as vaias de infiltração e os sumidouros. ,,
Escoamento
superficial
Os esgotos são distribuídos na parte superior de terrenos corn uma certa declividade,
através do qual escoam, até serem coletados por valas na parte inferior. A aplicação é
intermitente. Os tipos de aplicação são; aspersores de alta p/essão, aspersores de baixa
pressão e tubulações ou canais de distribuição com aberturas intervaladas.
Fonte; von Sparling (1994b)
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
SISTEMAS DE LAGOAS DE ESTABILIZAÇÃO
L A G O A A E R A D A F A C U L T A T I V A
llg.
S I S T E M A : L A G O A A N A E R Ó B I A - L A G O A F A C U L T A T I V A
MEDnon
VAZAO
G3AÜE KSAflÉNADOR MED1QOI?
VAZAO
S I S T E M A : L A G O A A E R A D A D E M I S T U R A C O M P L E T A - L A G O A D E D E C A N T A Ç Ã O
MEDIDOI!
VAZÃO
LAGOA AEISADADÉ
GBADE DESAnSNAOor! MEDIDOB M B 1 U , , A COUPi f tA L K C A H B E A m ^ t o
2.1,a. Sistemas de lagoas dc estabilização
L A G O A F A C U L T A T I V A
Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento 177
SISTEMAS DE LODOS ATIVADOS
LODOS ATIVADOS CONVENCIONAL
(FLUXO CONTINUO)
LODOS ATIVADOS - AERAÇÃO PROLONGADA
(FLUXO CONTÍNUO)
LODOS ATIVADOS - FLUXO INTERMITENTE
CW 0ÍSAHCMAKN3 MEOÇOIÍ
VAZAO
DTATOPEM «AÇÃO
•oração p^õbr>33da]
Fig. 2.1.1), Sistemas de lodos ativados
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETPES - B ib l ioteca
SISTEMAS AERÓBIOS_COM BIOFILMES
FILTRO BIOLÓGICO DÊ 0AUCA CARGA
DEC AN (ADO [t; \\A:;y,
GRADE DESAPÇNAOOG MEÍ
fcise saída
Oú «JaulHodo caso
o docQiilodof seja uma
GRADE CÇ5ARENADOR MH
FILTRO BIOLÓGICO DE ALTA CARGA
FILTRO BIOLÓGICO HCUNDAfiTO
BtODISCO
T
KBOMMKIQ
(jú esiuuuodo c o »
o decanlodcr mJc uma
11«. 2.I.C. Sistemas aeróbios com bjofilmes
Ni 11 'i v , processos e sistemas de tratamento 179
SISTEMAS ANAERÓBIOS
REATOR ANAERÓBIO DE MANTA DE LODO
REATOR
I R O B T C O R P O RECEPTO«
G R A D E DESARENADOFT " E P J Ç S "
VAZ A O
T
l o se sólida
0 6 estabi l izado)
SISTEMA FOSSA SÉPTICA - FILTRO ANAERÓBIO C O R P O
REC ÍPTOR
G R A D E DESARENADOI? ^ E D I Ç O R
VAZAO
tose
sólido
läse
sólido
FOSSA
SÉPTICA
Y
fose sólida
(|ó estobi l i iado)
Fig. 2.1.(1. Sistemas anaeróbios
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
SISTEMAS DE DISPOSIÇÃO NO SOLO
INFILTRAÇÃO LENTA
INFILTRAÇÃO R Á P I D A
INHITRAÇAO RA PIO A
LO» «LIDA * Qá osiabHUoJo caio o decanloríw sejn ume fo«a séptica)
GRADE DESAPENAOOff MgÔDOR
INF ILTRAÇÃO SUBSUPERFICIAL
DECANTADOR
pmvÁwo Ou FOSSA SCPtlCA
-th
INFILTRAÇÃO SUBSUPÊRFtClAl,
i t r
7
(OWSÂNCIA (ja «täbtfUKto coto o deconlodoi »|a um o toisa séptica)
E S C O A M E N T O SUPERFICIAL
I'lH- 2.I.e. Sistemas de disposição no solo
Ni 11 'i v , processos e sistemas de tratamento 176
_2.2.2. Tratamento preliminar
O tratamento preliminar destina-se principalmente à remoção de:
- sólidos grosseiros
• areia
Os mecanismos básicos de remoção são de. ordem física, como peneiramento e
sedimentação.
Além das unidades de remoção dos sólidos grosseiros, inclue-se também uma
unidadepara a medição da vazão. Usualmente esta é constituída por uma calha de
dimensões padronizadas (ex: calha Parshall), onde o valor medido do nível do líquido
pode ser correlacionado com a vazão. Pode-se adotar também vertedores (retangula-
res ou triangulares) e mecanismos para a medição em tubulações fechadas, embora
estes últimos sejam mais infrequentes no caso de esgoto bruto.
A Figura 2.2 apresenta o fluxograma típico do tratamento preliminar.
TRATAMENTO PRELIMINAR
GRADE DESARENADOR MEDIDOR
DE VAZÃO
i •
fase ta.5®
sólida s o l l d a
Fjg. 2.2. Fluxograma típico do tratamento preliminar
A remoção dos sólidos grosseiros é feita frequentemente por meio de grades, mas
pode-se usar também peneiras rotativas ou trituradores. No gradeamento, o material
de dimensões maiores do que o espaçamento entre as barras é retido (ver Figura 2.3).
Há grades grossas, médias e finas, dependendo do espaço livre entre as barras. A
remoção do material retido pode ser manual ou mecanizada.
As principais finalidades da remoção dos sólidos grosseiros são:
- proteção dos dispositivos de transporte dos esgotos (bombas e tubulações);
- proteção das unidades de tratamento subsequentes;
- proteção dos corpos receptores.
A remoção da areia contida nos esgotos é feita através de unidades especiais
denominadas desarcnadores. O mecanismo de remoção da areia é simplesmente o
de sedimentação: os grão de areia, devido às suas maiores dimensões e densidade,
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
GRADE
I l|t. 2.3. Esquema de uma grade
vfio para o fundo do tanque, enquanto a matéria orgânica, sendo de sedimentação bem
mais lenta, permanece em suspensão, seguindo para as unidades de jusante.
CAIXA DE AREIA
(DESARENADOR)
AREIA SEDIMENTADA
I In. 2.4. Esquema dc um desarenador
Kxiste uma diversidade de processos para a retirada e o transporte da areia
•.(•(limentada, desde os manuais até os completamente mecanizados. As finalidades
biisieas da remoção de areia são:
evitar abrasão nos equipamentos e tubulações;
eliminar ou reduzir a possibilidade de obstrução em tubulações, tangues, orifícios,
sifões etc;
facilitar o transporte líquido, principalmente a transferência de lodo, em suas
diversas fases.
Ni 11 'i v , processos e sistemas de tratamento 1 8 3
2.2.3/Tratamento primário
O tratamento primário destina-se à remoção de:
- sólidos em suspensão sedimentáveis
- sólidos flutuantes
Os esgotos, após passarem pelas unidades de tratamento preliminar, contêm ainda
os sólidos em suspensão não grosseiros, os quais podem ser parcialmente removidos
em unidades de sedimentação, Uma parte significativa destes sólidos em suspensão
é compreendida pela matéria orgânica em suspensão. Assim, a sua remoção por
processos simples como a sedimentação implica na redução da carga de DBO dirigida
ao tratamento secundário, onde a sua remoção é de certa forma mais custosa.
Os tanques de decantação podem ser circulares ou retangulares. Os esgotos fluem
vagarosamente através dos decantadores, permitindo a que os sólidos em suspensão,
possuindo uma densidade maior do que a do líquido circundante, sedimentem
gradualmente no fundo. Essa massa de sólidos é denominada lodo primário bruto.
Em estações de tratamento de esgotos, ela é retirada por meio de uma tubulação única
em tanques de pequenas dimensões ou através de raspadores mecânicos e bombas em
tanques maiores. Materiais flutuantes, como graxas e óleos, tendo uma menor
densidade que o líquido circundante, sobem para a superfície dos decantadores, onde
são coletados e removidos do tanque para posterior tratamento.
TRATAMENTO PRIMÁRIO
DECANTADOR PRIMÁRIO
Fig. 2.5. Esijucnia de um decantador primário circulai
As fossas sépticas^ são também uma forma de tratamento a nível primário. As
fossas sépticas e suas variantes, como os tanques Imhoff, são basicamente decanta-
dores, onde os sólidos sedimentáveis são removidos para o fundo, permanecendo
nestes um tempo longo o suficiente (alguns meses) para a sua estabilização. Esta
estabilização se dá em condições anaeróbias.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
FOSSA SÉPTICA
(CÂMARA ÚNICA)
L O D O
EM DIGESTÃO
l l(i- 2.6. lisquema de uma fossa séptica de câmara única
__ 2 ^ ^ j j [ ^ t a m e n t o secundário _
O principal objetivo do tratamento secundário é a remoção da matéria orgânica.
r.sia se apresenta nas seguintes formas:
• matéria orgânica dissolvida (DBO solúvel), a qual não é removida por processos
meramente físicos, como o cie sedimentação, que ocorre no tratamento primário;
• matéria orgânica em suspensão (DBO suspensa ou particulada), a qual é em
grande parte removida no tratamento primário, mas cujos sólidos de decantabili-
ilnde mais lenta persistem na massa líquida.
Os processos de tratamento secundário são concebidos de forma a acelerar os
mecanismos de degradação que ocorrem naturalmente nos corpos receptores. Assim,
decomposição dos poluentes orgânicos degradáveis é alcançada, em condições
i ontroladas, em intervalos de tempo menores do que nos sistemas naturais.
A essência do tratamento secundário de esgotos domésticos é a inclusão de uma
t tapa biológica. Enquanto nos tratamentos preliminar e primário predominam me-
i miismos de ordem física, no tratamento secundário a remoção da matéria orgânica
i eletuada por reações bioquímicas, realizadas por microrganismos.
Uma grande variedade de microrganismos toma parte no processo: bactérias,
inotozoários, fungos etc. A base de todo o processo biológico é o contato efetivo entre
r-.ses organismos e o material orgânico contido nos esgotos, de tal forma que esse
possa ser utilizado como alimento pelos microrganismos. Os microrganismos con-
vciiein a matéria orgânica em gás carbônico, água e material celular (crescimento e
irprodução dos microrganismos) (ver Figura 2.7). Essa decomposição biológica do
miilerial orgânico requer a presença de oxigênio como componente fundamental dos
(nm-essos aeróbios, além da manutenção de outras condições ambientais favoráveis,
i nino temperatura, pH, tempo de contato etc.
Ni 11 'i v, processos e sistemas de tratamento 185
METABOLISMO BACTERIANO
BACTÉRIAS + MATERIA ORGANICA
Fig. 2.7. Esquema simplificado do metabolismo bacteriano
BACTÉRIAS
ÁGUA + GAS CARBÔNICO
O tratamento secundário geralmente inclui unidades para o tratamento preliminar,
mas pode ou não incluir as unidades para o tratamento primário. Existe uma grande
variedade de métodos de tratamento a nível secundário, sendo que os mais comuns
são:
- Lagoas de estabilização e variantes
- Lodos ativados e variantes
- Filtro biológico e variantes
- Tratamento anaeróbio
- Disposição sobre o solo
Este úítimo é um misto de tratamento e disposição final, mas é classificado como
nível secundário devido à atuação de mecanismos biológicos e à sua elevada eficiên-
cia na remoção de poluentes.
Apresenta-se a seguir uma descrição simplificada dos principais sistemas de
tratamento de esgotos.
Lagoas de estabilização e variantes
a ) L a g o a s f a c u l t a t i v a s
As lagoas de estabilização são unidades especialmente construídas com a finali-
dade de tratar os esgotos. No entanto, a construção é simples, baseando-se principal-
mente em movimento de terra de escavação e preparação dos taludes.
Dentre os sistemas de lagoas de estabilização, o processo de lagoas facultativas é
o mais simples, dependendo unicamente de fenômenos puramente naturais. O esgoto
afluente entra em uma extremidade da lagoa e sai na extremidade oposta. Ao longo
desse percurso, que demora vários dias, uma série de eventos contribui para a
purificação dos esgotos.
A matéria orgânica etn suspensão (DBO particulada) tende a-sedimentar, vindo
a constituiro lodo de fundo. Este lodo sofre o processo de decomposição por
microrganismos anaeróbios, sendo convertido em gás carbônico, água, metano e
outros. Apenas a fração inerte (não biodegradável) permanece na camada de fundo.
A matéria orgânica dissolvida (DBO solúvel), conjuntamente com a matéria
orgânica em suspensão de pequenas dimensões (DBO finamente particulada) não
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES-Biblioteca
lunenta, permanecendo dispersa na massa líquida. A sua decomposição se dá
•ih aves de bactérias facultativas, que têm a capacidade de sobreviver tanto na
|Hm*nça quanto na ausência de oxigênio (daí a designação de facultativas, que define
I* próprio nome da lagoa). Essas bactérias utilizam-se da matéria orgânica como fonte
ilr energia, alcançada através da respiração. Na respiração aeróbia, há a necessidade
• l.i presença de oxigênio, o qual é suprido ao meio pela fotossíntese realizada pelas
íilp.iv Há, assim, um perfeito equilíbrio entre o consumo e a produção de oxigênio e
yiW. carbônico (ver Figura 2.8).
bactérias - > respiração:
- consumo de oxigênio
- produção de gás carbônico
a lgas - > fotossíntese:
- produção de oxigénio
- consumo de gás carbónico
LAGOA FACULTATIVA
Energia luminosa
l'l((. 2.8. Ksquema simplificado de uma lagoa facultativa
Níveis, processos e sistemas cie tratamento 187
Para a ocorrência da fotossíntese é necessária uma fonte de energia luminosa,
neste caso representada pelo sol. Por esta razão, locais com elevada radiação solar e
baixa nebulosidade são bastante propícios ã implantação de lagoas facultativas.
A fotossíntese, por depender da energia solar, é mais elevada próximo à superfície.
À medida em que se aprofunda na lagoa, a penetração da luz é menor, o que ocasiona
a predominância do consumo de oxigênio (respiração) sobre a sua produção (fotos-
síntese), com a eventual ausência de oxigênio dissolvido a partir de uma certa
profundidade. Ademais, a fotossíntese só ocorre durante o dia, fazendo com que
durante a noite possa prevalecer a ausência de oxigênio. Devido a estes fatos, é
essencial que as principais bactérias responsáveis pela estabilização da matéria
orgânica sejam facultativas, para poder sobreviver e proliferar, tanto na presença,
quanto na ausência de oxigênio.
O processo de lagoas facultativas é essencialmente natural, não necessitando de
nenhum equipamento. Por esta razão, a estabilização da matéria orgânica se processa
em taxas mais lentas, implicando na necessidade de um elevado período de detenção
na lagoa (usualmente superior a 20 dias). A fotossíntese, para que seja efetiva,
necessita de uma elevada área de exposição para o melhor aproveitamento da energia
solar pelas algas, também implicando na necessidade de grandes unidades. Desta
forma, a área total requerida pelas lagoas facultativas é a maior dentre todos os
processos de tratamento dos esgotos (excluindo-se os processos de disposição sobre
o solo). Por outro lado, o fato de ser um processo totalmente natural está associado a
uma maior simplicidade operacional, fator de fundamental importância em nosso
meio.
A Figura 2.9 apresenta o fluxograma típico dc um sistema de lagoas facultativas.
Fig. 2.9. Fluxograma típico dc um sistema dc lagoas facultativas
b) Sistema de lagoas anaeróbias - lagoas facultativas
O processo de lagoas facultativas, apesar de possuir uma eficiência satisfatória,
requer, como comentado, uma grande área, muitas vezes não disponível na localidade
em questão. Há, portanto, a necessidade de se buscar soluções que possam implicar
na redução da área total requerida. Uma destas soluções é a do sistema de lagoas
anaeróbias seguidas por lagoas facultativas.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
() esgoto bruto entra numa lagoa de menores dimensões e mais profunda. Devido
flN menores dimensões dessa lagoa, a fotossíntese praticamente não ocorre. No
I i.il.in^o entre o consumo e a produção de oxigênio, o consumo é amplamente superior.
IVnJominam, portanto, condições anaeróbias nessa primeira lagoa, denominada, em
decorrência, lagoa anaeróbia.
As bactérias anaeróbias têm uma taxa metabólica e de reprodução mais lenta do
i|iu- .is bactérias aeróbias. Emassimsendo, para um período de permanência de apenas
t .1 5 dias na lagoa anaeróbia, a decomposição da matéria orgânica é apenas parcial.
I\ li m iio assim, essa remoção da DBO, da ordem de 50 a 60%, apesar de insuficiente,
ii |irr.ienta uma grande contribuição, aliviando sobremaneira a carga para a lagoa
i.ii iihnliva, situada a jusante.
A lagoa facultativarecebe uma carga de apenas 40 a 50% da carga do esgoto bruto,
i" iilcndo ter, portanto, dimensões bem menores. O funcionamento dessa lagoa facul-
iirtiva é exatamente como descrito no item a.
l-ste sistema de lagoas anaeróbias-lagoas facultativas é também conhecido em
titiHsi> meio como sistema australiano. O requisito de área total é tal, que se obtém-se
IHii.i economia de área da ordem de 1/3, comparado a uma lagoa facultativa única. A
I :i('.ura 2.10 mostra o fluxograma típico de um sistema de lagoas anaeróbias seguidas
|rni lagoas facultativas.
I Ij) 2. ttl. Fluxograma típico de um sistema de lagoas anaeróbias seguidas por lagoas facultativas
O sistema tem uma eficiência ligeiramente superior à de uma lagoa facultiva
ca, é conceitualmente simples e fácil de operar. No entanto, a existência de uma
i Upa anaeróbia cm uma unidade aberta é sempre uma causa de preocupação, devido
i possibilidade da liberação de maus odores. Caso o sistema esteja bem equilibrado,
ii i'i'i;ição de mau cheiro não deve ocorrer. No entanto, eventuais problemas'opera-
i i' mais podem conduzir à liberação de gás sulfídrico, responsável por odores fétidos.
I'm essa razão, o sistema australiano é normalmente localizado onde é possível haver
iitu grande afastamento das residências.
c) Lagoa aerada facultativa
('aso se deseje ter um sistema predominantemente aeróbio, e de dimensões ainda
in. ir. reduzidas, pode-se utilizar a lagoa aerada facultativa. A principal diferença com
SISTEMA: LAGOA ANAERÓBIA - LAGOA FACULTATIVA CORPO
Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento 1H9
relação à lagoa facultativa convencional é quanto à forma de suprimento de oxigênio.
Enquanto na lagoa facultativa o oxigênio é advindo principalmente da fotossíntese,
no caso da lagoa aerada facultativa o oxigênio é obtido atraVés de equipamentos
denominados aeradores.
Os aeradores mecânicos mais comumente utilizados em lagoas aeradas são
unidades de eixo vertical que, ao rodarem em alta velocidade, causam um grande
turbilhonamento na água. Este turbilhonamento propicia a penetração do oxigênio
atmosférico na massa líquida, onde ele se dissolve. Com isto, consegue-se uma maior
introdução de oxigênio, comparada à lagoa facultativa convencional, permitindo a
que a decomposição da matéria orgânica se dê mais rapidamente. Em decorrência, o
tempo de detenção do esgoto na lagoa pode ser menor (da ordem de 5 a 10 dias), ou
seja, o requisito de área é bem inferior.
A lagoa é denominada facultativa pelo fato do nível de energia introduzido pelos
aeradores ser suficiente apenas para a oxigenação, mas não para manter os sólidos
(bactérias e sólidos do esgoto) em suspensão na massa líquida. Desta forma, os sólidos
tendem a sedimentar e Constituir a camada de lodo de fundo, a ser decomposta
anaerobiamente. Apenas a DBO solúvel e finamente particulada permanece na massa
líquida, vindo a sofrer decomposição aeróbia. A lagoa se comporta, portanto, como
uma lagoa facultativa convencional (ver Figura 2.11).
L A G O A AERADA FACULTATIVA
Fif». 2.11. Fluxograma típico de um sistema de lagoas aeradas facultativas
Devido à introdução de mecanização, as lagoas aeradas sãomenos simples em
termos de manutenção e operação, comparadas com as lagoas facultativas conven-
cionais. A redução dos requisitos de área é conseguida, portanto, com uma certa
elevação no nível de operação, além da introdução do consumo de energia elétrica.
d) Sistema de lagoas aeradas de mistura completa - lagoas de decantação
Uma forma de se reduzir ainda mais o volume da lagoa aerada é o de se aumentar
o nível de aeração, fazendo com que haja uma turbulência tal que, além de garantir a
oxigenação, permita ainda que todos os sólidos sejam mantidos em suspensão no
meio líquido. A denominação mistura completa é, portanto, advinda do alto grau de
energia por unidade de volume, responsável pela total mistura dos constituintes em
toda a lagoa. Entre os sólidos mantidos em suspensão e em mistura completa sc
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
(In luem, além da matéria orgânica do esgoto bruto, também as bactérias (biomassa).
III. cm decorrência, uma maior concentração de bactérias no meio líquido, além de
mu maior contato matéria orgânica-bactérias. Com isto, a eficiência do sistema
gllmcnta bastante, permitindo a que o volume da lagoa aerada seja bastante reduzido.
1» ItímpQ de detenção típico na lagoa aerada é da ordem de 2 a 4 dias.
No entanto, apesar da elevada eficiência desta lagoa na remoção da matéria
i ii(jrtnica originalmente presente nos esgotos, um novo problema passou a ser criado.
\ biomassa permanece em suspensão em todo o volume da lagoa, vindo, portanto, a
IH com o efluente da lagoa, Esta biomassa é, em última análise, também matéria
iMi'.niica, ainda que de uma natureza diferente da DBO do esgoto bruto. Esta nova
iHiiteria orgânica, caso fosse lançada no coipo receptor, iria exercer também uma
• li manda de oxigênio, causando a deterioração da qualidade das águas.
I' importante, portanto, que haja uma unidade a jusante, na qual os sólidos em
ii'.|icnsão (predominantemente a biomassa) possam vir a sedimentar. Esta unidade
I " le ser uma Lagoa de decantação, com a finalidade precípua de permitir a sedimen-
i i, io e acúmulo dos sólidos.
A lagoa de decantação é dimensionada com um tempo de detenção bem reduzido,
i m lotno de 2 dias. Nela, os sólidos vão para o fundo, onde são armazenados por um
jn i iodo de alguns anos, após o qual são removidos. Há também lagoas de decantação
• mil remoção contínua do lodo de fundo, através de bombas acopladas em balsas.
A área requerida por este sistema de lagoas á a menor dentre os sistemas de lagoas,
t K requisitos de energia são similares aos demais sistemas de lagoas aeradas. No
PMtimto, os aspectos relativos ao manuseio do lodo podem ser mais complicados,
. I.jvido ao fato de se ter um menor período de armazenagem na lagoa, comparado com
IIM outros sistemas. Caso a remoção de iodo seja periódica, tal ocorrerá numa
hrquência aproximada em torno de 2 a 5 anos. A remoção do lodo é uma tarefa
Inboriosa e cara.
1ISTEMA: L A G O A A E R A D A DE MISTURA C O M P L E T A - L A G O A DE D E C A N T A Ç Ã O
C O R P O
I11|| L12. Fluxograma típico de um sistema de lagoas aeradas de mistura completa - lagoas de decantação
Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento 191
Sistemas de lodos ativados e variantes
a) Lodos ativados convencional
Ao se analisar os sistemas de lagoas descritos no item precedente, tornou-se
evidente que uma redução no volume requerido pode ser alcançada por meio do
aumento da concentração da biomassa em suspensão 110 meio líquido. Quanto mais
bactérias houver em suspensão, maior será a avidez por alimento, ou seja, maior será
a assimilação da matéria orgânica presente no esgoto bruto.
Dentro deste conceito, analisando-se o sistema de lagoas aeradas-lagoas de
decantação descrito acima, observa-se que há um "reservatório" de bactérias, ainda
ativas e ávidas, na unidade de decantação. Caso parte destas bactérias seja retornada
à unidade de aeração, a concentração de bactérias nesta unidade será grandemente
aumentada. Este é o princípio básico do sistema de lodos ativados, em que os sólidos
são recirculados do fundo da unidade de decantação, por meio de bombeamento, para
a unidade de aeração. As seguintes unidades são, portanto, essenciais no sistema de
lodos ativados (fluxo do líquido):
- tanque de aeração (reator)
- tanque de decantação (decantador secundário)
- elevatória de recirculação de lodo
REATOR DECANTADOR
SECUNDÁRIO
Fig. 2.13. Esquema das unidades da etapa biológica do sistema de lodos ativados
A biomassa consegue ser separada no decantador secundário devido à sua pro-
priedade de flocular. Tal se deve ao fato das bactérias possuírem uma matriz gelati-
nosa, que permite a aglutinação das bactérias. O floco possui maiores dimensões, o
que facilita a sedimentação (Ver Figura 2.14).
A concentração de sólidos em suspensão no tanque de aeração nos sistema de
lodos ativados é mais de 10 vezes superior à de uma lagoa aerada de mistura completa.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
FLOCO BACTEFIIANO
Fig. 2,14, Esquema de bactérias formando um floco de lodo ativado
1
O tempo de detenção do líquido é bem baixo, da ordem de 6 a 8 horas no sistema de
lodos ativados convencional, implicando em que o volume do tanque de aeração seja
bem reduzido. No entanto, devido à recirculação dos sólidos, estes permanecem no
sistema por um tempo superior ao do líquido. O tempo de retenção dos sólidos no
sistema é denominado idade do lodo, sendo da ordem de 4 a ! 0 dias no lodos ativados
convencional. É esta maior permanência dos sólidos no sistema que garante a elevada
eficiência dos lodos ativados, já que a biomassa tem tempo suficiente para metabo-
lizar praticamente toda a matéria orgânica dos esgotos.
No sistema de lodos ativados, os tanques são tipicamente de concreto, diferente-
mente das lagoas de estabilização. Para se economizar em termos de energia para a
aeração, parte da matéria orgânica (em suspensão, sedimentável) dos esgotos é
retirada antes do tanque de aeração, através do decantador primário. Assim, os
sistemas de lodos ativados convencional têm como parte integrante também o
tratamento primário (Figura 2.15).
LODOS ATIVADOS CONVENCIONAL
(FLUXO CONTINUO)
Fig. 2.1S. Fluxograma típico do sisíema de lodos ativados convencional
Níveis, processos e sistemas de tratamento 193
4
w
No tanque de aeração, devido à entrada contínua de alimento, na forma de ! >!U >
dos esgotos, as bactérias crescem e se reproduzem continuamente. Caso fosw;
permitido que a população de bactérias crescesse indefinidamente, elas tenderiam a
atingir concentrações excessivas no tanque de aeraçâo, dificultando a transferem 1.1
de oxigênio a todas as células. Ademais, o decantador secundário ficaria sobrecarre-
gado, e os sólidos não teriam mais condições de sedimentar satisfatoriamente, vindo
a sair com o efluente final, deteriorando a sua qualidade. Para manter o sistema em
equilíbrio, é necessário que se retire aproximadamente a mesma quantidade de
biomassa que é aumentada por reprodução. Este é, portanto, o lodo biológico
excedente, que pode ser extraído diretamente do reator ou da linha de recirculação.
O lodo excedente deve sofrer tratamento adicional, na linha de tratamento do lodo.
O sistema de lodos ativados convencional ocupa áreas bastante inferiores às do
sistema de lagoas. No entanto, o fluxograma do sistema é complicado, requerendo
uma elevada capacitação para a sua operação. Os gastos com energia elétrica para
aeração são um pouco superiores aos das lagoas aeradas.
Existem algumas variantes do processo de Iodos ativados, sendo que duas das
principais (aeração prolongada e fluxo intermitente) são descritas brevemente a
seguir.
b) Aeração prolongada
No sistema de Iodos ativadosconvencional, o lodo permanece no sistema de 4 a
10 dias. Com este período, a biomassa retirada no lodo excedente requer ainda uma
etapa de estabilização no tratamento do lodo, por conter ainda um elevado teor de
matéria orgânica na composição de suas células.
No entanto, caso a biomassa permaneça no sistema por um período mais longo,
da ordem de 20 a 30 dias (daí o nome aeração prolongada), recebendo a mesma carga
de DBO do esgoto bruto que o sistema convencional, haverá uma menor disponibi-
lidade de alimento para as bactérias. Para que a biomassa permaneça mais tempo no
sistema, é necessário que o reator seja maior (o tempo de detenção do líquido é em
torno de 16 a 24 horas). Portanto, há menos matéria orgânica por unidade de volume
do tanque de aeração. Em decorrência, as bactérias, para sobreviver, passam a utilizar
nos seus processos metabólicos a própria matéria orgânica componente das .suas
células, Esta matéria orgânica celular é convertida em gás carbónico e água através
da respiração. Isto corresponde a uma estabilização da biomassa, ocorrendo no
próprio tanque de aeração. Enquanto no sistema convencional a estabilização do lodo
é feita em separado (na etapa de tratamento de lodo), na aeração prolongada ela é
feita conjuntamente, no próprio reator.
Já que não há a necessidade de se estabilizar o lodo biológico excedente,
procura-se evitar no sistema de aeração prolongada também a geração de alguma
outra forma de lodo, que venha a requerer posterior estabilização. Deste modo, os
sistemas de aeração prolongada usualmente não possuem decantadores primários,
para evitar a necessidade de se estabilizar o lodo primário. Com isto, obtém-se uma
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
(d Mi'Ir simplificação no fluxograma do processo: não há decantadores primários nem
Hliiiliides de digestão de lodo (Figura 2.16).
LODOS ATIVADOS • AERAÇÃO PROLONGADA
(FLUXO CONTINUO) raptor
fasa sólida
(já estabilizado)
l'l(». 2.16. Fluxograma dc um sistema de aeração prolongada
O preço desta simplificação do sistema é o gasto com energia para aeração, já que
o lodo é estabilizado aerobiamente no reator. Por outro lado, a reduzida disponibili-
dade de alimento e a sua praticamente total assimilação fazem com que a aeração
prolongada seja o processo de tratamento dos esgotos mais eficiente na remoção de
DBO.
c) Fluxo intermitente (batelada)
Os sistemas de lodos ativados descritos acima são de fluxo contínuo com relação
ao esgoto, ou seja, o esgoto está sempre entrando e saindo do reator. Há, no entanto,
uma variante do sistema, com operação em fluxo intermitente.
O princípio do processo de lodos ativados com operação intermitente consiste na
incorporação de todas as unidades, processos e operações normalmente associados
ao tratamento convencional de lodos ativados, quais sejam, decantação primária,
oxidação biológica e decantação secundária, em um único tanque. Utilizando um
tanque único, esses processos e operações passam a ser simplesmente sequências no
tempo, e não unidades separadas como ocorre nos processos convencionais de fluxo
contínuo. O processo de lodos ativados com fluxo intermitente pode ser utilizado
também na modalidade de aeração prolongada, quando o tanque único passa a
incorporai' também a unidade de digestão do lodo.
O processo consiste de um reator de mistura completa onde ocorrem todas as
etapas do tratamento. Isso é conseguido através do estabelecimento de ciclos de
operação com durações definidas. A massa biológica permanece no reator durante
todos os ciclos, eliminando dessa forma a necessidade de decantadores separados. Os
Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento 195
ciclos normais de tratamento são:
• Enchimento (entrada de esgoto bmto ou decantado no reator)
• Reação (aeração/mistura da massa líquida contida no reator)
• Sedimentação (sedimentação e separação dos sólidos em suspensão do esgoto
tratado)
• Esvaziamento (retirada do esgoto tratado do reator)
• Repouso (ajuste de ciclos e remoção do lodo excedente)
A duração usual de cada ciclo pode ser alterada em função das variações da vazão
afluente, das necessidades do tratamento e das características do esgoto e da biomassa
no sistema.
LODOS ATIVADOS - FLUXO INTERMITENTE
MLAIOR EM DECANTAÇÃO CORPO
lostí SÍJiOJ
t jà ustotail/odo I k j aoração piolangado)
Fig. 2.17. Esquema de um sistema de Iodos ativados com operação intermitente
O descarte do lodo excedente geralmente ocorre durante o último ciclo (Repouso),
mas como este ciclo é opcional, já que a sua finalidade é a de permitir o ajuste entre
os ciclos de operação de cada reator, o descarte pode se dar em outras fases do
processo. A quantidade e a frequência de descarte do lodo são estabelecidas em função
dos requisitos de performance, da mesma fornia que nos processos convencionais de
fluxo contínuo.
O fluxograma do processo é grandemente simplificado, devido à eliminação de
diversas unidades, comparado aos sistemas de lodos ativados de fluxo contínuo. No
sistema de aeração prolongada por batelada, as únicas unidades de todo o processo
de tratamento (líquido e lodo) são: grades, desarenador, reatores, adensamento do
lodo (opcional) e desidratação do lodo.
Há algumas modificações nos sistemas de fluxo intermitente, relacionadas, tanto
à forma de operação (alimentação contínua e esvaziamento descontínuo), quanto à
sequência e duração dos ciclos associados a cada fase do processo. Estas variações
permitem simplificações adicionais no processo ou a remoção biológica de nutrientes.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
j^ j» Sistemas aeróbios com biofilmes
a)Filtrqsbiológicos de baixa carga
O processo de filtros biológicos consiste num conceito totalmente diferente dos
processos anteriores. Ao invés da biomassa crescer dispersa em um tanque ou lagoa,
ela cresce aderida a um meio suporte.
Um filtro biológico compreende, basicamente, um leito de material grosseiro, tal
como pedras, ripas ou material plástico, sobre o qual os esgotos são aplicados sob a
forma de gotas ou jatos. Após a aplicação, os esgotos percolamem direção aos drenos
de fundo. Esta percolação permite o crescimento bacteriano na superfície da pedra
ou do material de enchimento, na forma de uma película fixa. O esgoto passa sobre
a população microbiana aderida, promovendo o contato entre os microrganismos e o
material orgânico.
Os filtros biológicos são sistemas aeróbios, pois o ar circula nos espaços vazios
entre as pedras, fornecendo o oxigênio para a respiração dos microrganismos. A
ventilação é usualmente natural.
A aplicação dos esgotos sobre o meio é frequentemente feita através de distribui-
dores rotativos, movidos pela própria carga hidrostática dos esgotos. O líquido escoa
rapidamente pelo meio suporte. No entanto, a matéria orgânica é adsorvida pela
película microbiana, ficando retida um tempo suficiente para a sua estabilização (ver
Figura 2.18).
Os filtros são normalmente circulares, podendo ter vários metros de diâmetro.
( ontrariamente ao que indica o nome, a função primária do filtro não é a de filtrai-,
uma vez que o diâmetro das pedras utilizadas é da ordem de alguns centímetros, ou
seja, permitindo um grande espaço de vazios, ineficientes para o ato de peneiramento.
A função do meio é tão somente a de fornecer suporte para a formação da película
microbiana. Existem também meios sintéticos de diversos materiais e formas, os
quais apresentam a vantagem de serem mais leves do que as pedras, além de
apresentarem uma área superficial de exposição bem superior, No entanto, os meios
sintéticos são mais caros.
A medida em que a biomassa cresce na superfície das pedras, o espaço vazio tende
ti diminuir, fazendo com que a velocidade de escoamentonos poros aumente. Ao
iiiingir um determinado valor, esta velocidade causa uma tensão de cisalhamento, que
desaloja parte do material aderido. Esta é uma forma natural de controle da população
microbiana no meio. O lodo desalojado deve ser removido nos decantadores secun-
dários, de forma a diminuir o nível de sólidos em suspensão no efluente final.
Nos sistemas de filtros biológicos de baixa carga, a quantidade de DBO aplicada
r menor. Com isso, a disponibilidade de alimentos é menor, o que resulta numa
estabilização parcial do lodo (auto-consumo da matéria orgânica celular) e numa
maior'eficiência do sistema na remoção da DBO, de forma análoga ao sistema de
iteração prolongada nos lodos ativados. Essa menor carga de DBO por unidade de
Ni 11 'i v , processos e sistemas de tratamento 1 9 7
FILTRO B IOLÓGICO
superfície do tanque está associada a maiores requisitos de área, comparado ao1
sistema de aita carga, descrito no item seguinte.
O sistema de baixa carga é simples conceitualmente. Embora de-eficiênfcia
comparável à do sistema de lodos ativados convencional, a operação é mais simples,
porém menos flexível. Os filtros biológicos têm uma menor capacidade de se ajustar
a variações do afluente, além de requererem uma área total um pouco superior. Em
termos de consumo de energia, os filtros apresentam um consumo bastante inferior
ao dos lodos ativados. A Figura 19 apresenta o fluxograma típico do sistema de filtros
biológicos de baixa carga.
. b) Filtros biológicos dejilta^carga
Os filtros biológicos de alta carga são conceitualmente similares aos de baixa
carga. No entanto, por receberem uma maior carga de DBO por unidade de volume
de leito, o requisito de área é menor. Em paralelo, tem-se também uma ligeira redução
na eficiência de remoção da matéria orgânica, e a não estabilização do lodo no filtro.
Uma outra diferença diz respeito à existência de recirculação do efluente. Esta é
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
FILTRO BIOLOGICO DE BAIXA CARGA
lasesóHcla
flá estabulado caso
o decanladof se|o uma
(essa séptica)
fase sólida
(Já establteado)
• i^. 2.19. Fluxograma típico de um filtro biológico de baixa carga
Ifita com os objetivos principais de (a) manter a vazâojtproximadamente^uniforme
«Inrantejtodoj3_dja (^noite^jQS-braçQs_distribuidores4?oderiam não rodat^_deyidoJ^
baixa vazão^o £ue_poderia secar o leito), rb)jeguilibrar a carga afluente e (c)
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• lo sistema de lodos ativados, a recirculação nos filtros de_ajta carga é do ef luente^
náo do lodo sedimentado (Fig. 2.20).
FILTRO BIOLOGICO DE ALTA CARGA
FILLRO BIOLÓGICO
I IIV 2.20. Fluxograma típico dc um filtro biológico de alta carga
Outra forma de se melhorar a eficiência dos filtros biológicos, ou de se tratar
esgotos mais concentrados em matéria orgânica, é através da utilização de dois filtros
i in série, denominado como um sistema de filtros biológicos de dois estágios. Há
\ li ias possíveis configurações, com diferentes formas de recirculação do efluente.
Algumas das limitações dos filtros biológicos com leito de pedras, quando os
mesmos operam com elevadas cargas orgânicas, referem-se ao entupimento dos
i .paços vazios, devido ao crescimento excessivo da película biológica. Nestas
t ondições, podem ocorrer inundações e falhas do sistema.
Ni 11 'i v , processos e sistemas de tratamento 199
Devido ao maior compromisso com a redução da área requerida para o sistema,
valem principalmente aqui as considerações sobre os diferentes tipos de meios
suporte. O material mais utilizado é ainda representado pelas pedras e britas. No
entanto, o volume de espaços vazios é limitado num filtro biológico de pedras,
restringindo, dessa forma, a circulação de ar no filtro e, consequentemente, a quanti-
dade de oxigênio disponível para os microrganismos e a quantidade de esgoto que
pode ser tratada.
Para superar essas limitações, outros materiais podem ser utilizados para o
enchimento dos filtros. Esses materiais incluem modulos de plástico corrugado,
tablados de ripas e anéis plásticos. Esses materiais oferecem maiores áreas superfi-
ciais para o crescimento bacteriano (aproximadamente o dobro das pedras típicas),
além de aumentarem significativamente os espaços vazios para a circulação de ar.
Esses materiais são também muito mais leves que as pedras (cerca de 30 vezes),
possibilitando a que os filtros sejam muito mais altos, sem causarem problemaá
estruturais. Enquanto em filtros de pedras as alturas são usualmente inferiores a 3
metros, nos filtros com enchimento sintético as alturas podem ser de 6metros ou mais,
diminuindo dessa forma a área requerida para a instalação dos filtros.
j^Biodiscos_
O processo de biodiscos é fisicamente diferente dos processos de tratamento
anteriormente descritos. No entanto, devido ao fato da biomassa crescer aderida a um
meio suporte (o biodisco), este processo é descrito aqui, conjuntamente com os
sistemas de filtros biológicos.
O processo consiste de uma série de discos ligeiramente espaçados, montados
num eixo horizontal. Os discos giram vagarosamente, e mantêm, em cada instante,
cerca de metade da área superficial imersa no esgoto, e o restante exposta ao ar.
BIODISCO
SUPERFÍCIE
EXPOSTA A O AR
SUPERFÍCIE
IMERSA
Fig. 2.21. Esquema do um tanque com biodiscos
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
Os discos têm usualmente menos de 3,6 metros de diâmetro, sendo geralmente
«iinstrufdos de plástico de baixo peso. Quando o sistema é colocado em operação, os
microrganismos no esgoto começam a aderir às superfícies rotativas, e ali crescem
li té que toda a superfície do disco esteja coberta por uma fina camada biológica, com
pmicos milímetros de espessura. A medida em que os discos giram, a parte exposta
,10 ar traz uma película de esgotos, permitindo a absorção de oxigênio através do
,r oi ej amento e percolação junto à superfície dos discos. Quando os discos completam
MUI rotação, esse filme mistura-se com a massa líquida dos esgotos, trazendo ainda
algum oxigênio e misturando os esgotos parcialmente e totalmente tratados. Com a
p.iKsagem dos microrganismos aderidos à superfície do disco pelo esgoto, estes
absorvem orna nova quantidade de matéria orgânica, utilizada para a sua alimentação.
Quando a camada biológica atinge uma espessura excessiva, ela se desgarra dos
discos. Esses organismos que se desgarram são mantidos em supensão no meio
liquido devido ao movimento dos discos, aumentando a eficiência do sistema.
São as seguintes as finalidades dos discos:
• servir de superfície para o crescimento da película microbiana; _
• promover o contato da película microbiana com o esgoto;
• manter a biomassa desgarrada dos discos em suspensão nos esgotos;
• promover a aeração do esgoto que se juntou ao disco em cada rotação e do esgoto
situado na parte inferior, responsável pela imersão do disco.
O crescimento da película biológica é similar, em conceito, ao filtro biológico,
com a diferença de que os microrganismos passam através do esgoto, ao invés do
esgoto passar através dos microrganismos, como nos filtros. Como no processo de
filtros biológicos, os decantadores secundários são também necessários, visando a
inuoção dos organismos em suspensão.
Os sistemas de biodiscos são utilizados principalmente para o Jratamento dos
esgotos de pequenas comunidades. Devido à limitação no diâmetro dos discos, seria
necessário um grande número de discos, muitas vezes impraticável, para o tratamento
ile maiores vazões. O sistema apresenta boa eficiência na remoção da DBO, embora
apresente por vezes sinais de instabilidade. O nível operacional é moderado, e os
custos de implantaçãosão ainda elevados em nosso meio. O fluxograma do sistema
f apresentado na Figura 2.22.
/
Ni 11 'i v , processos e sistemas de tratamento 2 0 1
BIODISCO
COlíPO
(!£CEP10B
DECANIADOP
Fig. 2.22, Fluxograma típico de um sistema de biodisco
Tratamento anaeróbio
a) Sistema fossa séptica - filtro anaeróbio
O sistema de fossas sépticas seguidas de filtros anaeróbios tem sido amplamente
utilizado em nosso meio rural e em comunidades de pequeno porte. A fossa séptica
(usualmente do tipo tanque Imhoff) remove a maior parte dos sólidos em suspensão,
os quais sedimentam e sofrem o processo de digestão anaeróbia no fundo do tanque.
A matéria orgânica efluente da fossa séptica se dirige ao filtro anaeróbio, onde ocorre
a sua remoção, também em condições anaeróbias.
O filtro anaeróbio apresenta alguma similaridade conceituai com os filtros bioló-
gicos aeróbios: em ambos os casos, a biomassa cresce aderida a um meio suporte,
usualmente pedras. No entanto, o filtro anaeróbio apresenta algumas importantes
diferenças:
- o fluxo do líquido é ascendente, ou seja, a entrada é na parte inferior do filtro, e a
saída na parte superior
- o filtro trabalha afogado, ou seja, os espaços vazios são preenchidos com líquido
- a carga de DBO aplicada por unidade de volume é bastante elevada, o que garante
as condições anaeróbias e repercute na redução de volume do reator
- a unidade é fechada
Aeficiência do sistema fossa-filtro é usualmente inferioràdos processos aeróbios,
embora seja na maior parte das situações suficiente. O sistema tem sido amplamente
utilizado para pequenas populações, mas uma tendência recente em termos de
tratamento anaeróbio tem favorecido a utilização dos reatores de manta de lodo
(descritos as seguir), principalmente por fatores econômicos.
A produção de lodo nos sistemas anaeróbios é bem baixa. O Iodo já sai estabili-
zado, podendo ser dirigido diretamente para um leito de secagem.
Por ser um sistema anaeróbio, sempre há o risco da geração de maus odores. No
202 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de as goros'
ETFES-BibHot tJca
SISTEMA FOSSA SÉPTICA - FILTRO ANAERÓBIO
C O R P O
RECEPTOR
f
sâlda
GDAOE DESARENADOR MÇDLÇOR
FOSSA
SÉPTICA
Y
Y
tose só l ida
0 6 es tab i l i zado)
ANAERÓBIO
FILTRO
IAERÔB
fase só l ida
( jô estobl IKacto)
I ' IH . 2 . 2 3 . F l u x o g r a m a t í p i c o d e u m s i s t e m a f o s s a s é p t i c a s e g u i d a p o r f i l t r o a n a e r ó b i o
entanto, procedimentos de projeto e operacionais podem contribuir para reduzir estes
r i N C O S .
b) Reator anaeróbio de manta de lodo
Os reatores anaeróbios de manta de lodo são também frequentemente denomina-
do-, de Reatores Anaeróbios de Fluxo Ascendente (RAFA ou UASB).
Nestes reatores, a biomassa cresce dispersa no meio, e não aderida a um meio
Mtporte especialmente incluído, como no caso dos filtros biológicos. A própria
biomassa, ao crescer, pode formar pequenos grânulos, correspondente à aglutinação
ilc diversas bactérias. Esse pequenos grânulos, por sua vez, tendem a servir de meio
Niiporte para outras bactérias. A granulação auxilia no aumento da eficiência do
Nihleina, mas não é fundamental para o funcionamento do reator.
A concentração de biomassa no reator é bastante elevada, justificando a denomi-
nação de manta de lodo. Devido a esta elevada concentração, o volume requerido
(».lia os reatores anaeróbios de manta de lodo é bastante reduzido, em comparação
i om todos os outros sistemas de tratamento.
0 fluxo do líquido é ascendente. Como resultado da atividade anaeróbia, são '
l'ninados gases (principfümente metano e gas carbônico), as bolhas dos quais
»picsentam também uma tendência ascendente. De forma a reter a biomassa no
i -.ii inn, impedindo que ela saia com o efluente, a parte superior dos reatores de manta
'lo Iodo apresenta uma estrutura que possibilita as funções de separação e acúmulo
• li rãs e de separação e retorno dos sólidos (biomassa).
O gás é coletado na parle superior, de onde pode ser retirado para reaproveita-
i s mo (energia do metano) ou queima.
Os sólidos sedimentam na parte superior desta estrutura cónica ou piramidal,
i M i trrendo pelas suas paredes, até retornarem ao corpo do reator. Pelo fato das bolhas
Ni 11 'i v, processos e sistemas de tratamento 2 0 3
REATOR ANAERÓBIO DE MANTA DE LODO
fase sól ida
(lã estobílteacio)
Fig. 2,24. Fluxogruma típico de um sistema de reator anaeróbio de manta de lodo
de gás não penetrarem na zona de sedimentação, a separação sólido-líquido não é
prejudicada. O efluente sai clarificado, e a concentração de biomassa no reator é
mantida elevada.
A produção de lodo é bem baixa. O lodo já sai estabilizado, podendo ser
simplesmente desidratado em leitos de secagem.
Diferentemente dos filtros anaeróbios, não há necessidade da decantação primá-
ria, o que simplifica mais ainda o fluxograma da estação.
O risco da geração ou liberação de maus odores pode ser bastante minimizado
através de um projeto bem elaborado, tanto nos cálculos cinéticos, quanto nos
aspectos hidráulicos. A completa vedação do reator, incluindo a saída submersa do
efluente, colabora sensivelmente para a diminuição destes riscos. A operação adequa-
da do reator contribui também neste sentido.
Disposição de efluentes no solo
As formas mais comuns para a disposição final de efluentes líquidos tratados são
os cursos d'água e o mar. No entanto, a disposição no solo é também um processo
viável e aplicado em diversos locais do mundo.
A aplicação de esgotos no solo pode ser considerada uma forma de disposição final,
de tratamento (nível primário, secundário ou terciário), ou ambos. Os esgotos aplicados
no solo conduzem à recarga do lençol subterrâneo e/ou à evapotranspiração. O esgoto
supre as necessidades das plantas, tanto em termos de água, quanto de nutrientes.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
Um poluente no solo tem, basicamente, três possíveis destinos:
» retenção na matriz do solo
- retenção pelas plantas
aparecimento na água subterrânea
Vários mecanismos, de ordem física (sedimentação, filtração, radiação, volatili-
/ iiçfio, desidratação), química (oxidação e reações químicas, precipitação, adsorção,
troca tônica e complexação) e biológica (biodegradação e predação) atuam na
i emoção dos poluentes no solo.
Os tipos mais comuns de aplicação no solo são:
irrigação (infiltração lenta)
- infiltração rápida (alta taxa)
infiltração subsuperficial
aplicação com escoamento superficial
u) Infiltração lenta (irrigação)
Na irrigação, os esgotos são aplicados no solo para fornecer a água e os nutrientes
necessários para aumentar o crescimento das plantas.
Algum líquido pode ser perdido por evaporação ou percolado além do alcance
das raízes das plantas, mas a maior parte é incorporada ao tecido vegetal ou
transpirada para a atmosfera.
Pode-se ter os seguintes tipos de aplicação dos esgotos:
aspersão
alagamento
• crista e vala
A infiltração lenta é o sistema que requer a maior área superficial por unidade de
c.f.oto tratado. Por outro lado, é o sistema natural com maior eficiência.
<hj
ir1
A
INFILTRAÇAO LENTA
INFILTRAÇÃO If:MIA (ASPEUSAO)
tew sósdo 06 witpbHiocío coso o docontodOT seja iiir/i fossa séptica)
I' In. 2.25. Fluxograma típico de um sistema de infiltração lenta (por aspersão)
In) Infiltração rápida
Na infiltração rápida, os esgotos são dispostos em bacias construídas em terra,
Vii cu, processos e sistemas de tratamento 2 0 5 J
rasas e sem revestimento. O líquido passa através do fundo poroso e percola
direção à água subterrânea.
A aplicação é feita de maneira intermitente, de forma a permitir um período de
descanso para o solo.Neste período, o solo seca e restabelece as condições aeróbias.
Devido às taxas de aplicação serem mais elevadas, as perdas por evaporação são
pequenas, e a maior parte do líquido percola pelo solo, sofrendo assim o tratamento.
Os tipos de infiltração rápida dos esgotos são:
- percolação para a água subterrânea
- recuperação por sistema cle drenagem subsuperficial
- recuperação por poços freáticos
INFILTRAÇÃO RÁPIDA
I N F I L T R A Ç Ã O R A P I D A
(cise sóMa T
Qà «Mlabfcado caso
o decantador seja uma
fossa séptica)
Fig. 2.26. Fluxogrnma típico cie um sistema dc infiltração rápida
c) Infiltração subsuperficial
Nos sistemas de infiltração subsuperficial, o esgoto pré-tratado é aplicado abaixo
do nível do solo. Os locais de infiltração são preparados em escavações enterradas,
preenchidas com um meio poroso. O meio de enchimento mantém a estrutura da
escavação, permite o livre fluxo dos esgotos e proporciona o armazenamento dos
mesmos durante vazões de pico. O esgoto penetra no solo, onde ocorre o tratamento
complementar. Ao final, os esgotos tratados juntam-se à água subterrânea local,
fluindo com a mesma.
Os tipos de infiltração subsuperficial variam conforme o nível da superfície de
aplicação:
- superfície de infiltração abaixo do nível do terreno natural (sistema convencional)
- superfície de infiltração no nível ou acima do nível do terreno natural, encobertas
por uma elevação (sistema no greide e sistema de elevações artificiais)
Com relação à geometria, os sistemas de infiltração subsuperficial podem ser
classificados como:
- valas de infiltração (sem efluente final)
- valas de filtração (com efluente final)
- sumidouros (poços absorventes)
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
Os sistemas de infiltração subsuperfieial são normalmenteeonjugados a tratamen-
to primário por fossas sépticas. A aplicabilidade é usualmente para conjuntos de
residências ou comunidades de pequeno porte.
INFILTRAÇÃO SUBSUPERFICIAL
DECANTADOR INFILTRAÇÃO SUBSUPERFICIAL
06 estabilizado caso
o decantador se|a urna
fossa sâpllca)
Fig. 2.27. Fluxograma típico de um sistema de infiltração subsuperfieial
d) Aplicação com escoamento superficial
Os esgotos são distribuídos ao longo da faixa superior de terrenos com uma certa
declividade, através do qual escoam, até serem coletados por valas na parte inferior.
Os terrenos utilizados possuem normalmente uma baixa permeabilidade. A per-
colação pelo solo é, portanto, baixa, com a maior parte do líquido escoando superfi-
cialmente. Parte do líquido é também perdida por evapotranspiração. A aplicação dos
esgotos é intermitente.
Os tipos de aplicação são:
- aspersores de alta pressão
- aspersores de baixa pressão
- tubulações ou canais de distribuição com aberturas intervaladas
l' ig. 2.28. Fluxograma típico de um sistema de escoamento superficial
ESCOAMENTO SUPERFICIAL
Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento 2 0 7
w
2.3. Operações, processos e sistemas de tratamento do lodo (fase sólida)
O tratamento dos subprodutos sólidos gerados nas diversas unidades é uma etapa
essencial do tratamento dos esgotos. Ainda que o lodo possa na maior parte das etapas
do seu manuseio ser constituído de mais de 95% de água, apenas por convenção é
designado por fase sólida, visando distinguí-lo do fluxo do líquido sendo tratado.
De maneira geral, são os seguintes os subprodutos sólidos gerados no tratamento
biológico dos esgotos:
• material gradeado
• areia
• escuma
• lodo primário
• lodo secundário
Destes subprodutos, o principal em termos de volume e importância é represen-
tado pelo lodo. Determinados sistemas de tratamento têm a retirada do lodo apenas
eventual. Nestes casos, o lodo já sai usualmente estabilizado, requerendo apenas a
sua disposição final. Tal é o easo, por exemplo, dos sistemas de tratamento anaeróbio.
Em outros sistemas, comó o de lagoas facultativas, o lodo usualmente permanece
retido no sistema durante todo o horizonte de operação, não necessitando ser remo-
vido e tratado.
Os fluxogramas dos sistemas de tratamento do lodo possibilitam diversas combi-
nações de operações e processos unitários, compondo distintas sequências. As
principais etapas do tratamento, com os respectivos objetivos, são:
Adensamento: remoção de umidade (redução de volume)
Estabilização: remoção da matéria orgânica (redução de sólidos voláteis)
Condicionamento: preparação para a desidratação (principalmente mecânica)
Desidratação: remoção de umidade (redução de volume)
Disposição final: destinação final dos subprodutos
O Quadro 2.4 apresenta as etapas no tratamento do lodo frequentemente requeri-
das por cada um dos sistemas de tratamento de esgotos, enquanto a Figura 2.29
apresenta os métodos frequentemente empregados nas diversas etapas.
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
Q u a d r o 2.4. Processamento do lodo nos principais sistemas de tratamento de esgotos
Frequência Processamento usua! do todo
Sistemas de tratamento de Adensa- , Desidra- Disposição
remoção t mento Digesta tação tinal
Ira lamento primário • variável (a) X X X X
Lagoa facultativa > 20 anos
Lagoa anaeróbia - lagoa facultativa > 10 anos
1 agoa aerada facultativa > 10 anos
l agoa aer. mist, completa. - lagoa decantação < 5 anos X
l odos ativados convencional - cont inua X X X X
Lodos ativados (aeração prolong.) - contínua X X X
l odos ativados (iluxo intermitente) - contínua X X X
Filtro biológico (baixa carga) - contínua X X X
Filtro biológico (alta carga) - contínua X X X X
Oiodiscos - continua X X X
Reator anaeróbio de manta de lodo meses X X
Fossa séptica - Filtro anaeróbio meses X X
Infiltração lenia -
Infiltração rápida •
Infiltração subsuperficiai
Escoamento superficial -
(u) Remoção algumas vezes por dia em decantadores primários convencionais e uma vez a cada 6-12 meses em fossas
Réplicas
ETFE5 -B ib l io íeca
Ni 11 'i v , processos e sistemas de tratamento 209
TRATAMENTO E DISPOSIÇÃO DO LODO
ALGUMAS ALTERNATIVAS
®
ADENSADO?
POR GRAVIDADE
LODO BIOLOGICO
(já estabil izado)
TRANSPORTE
APLICAÇÃO NO SOLO
LODO BIOLOGICO
(já estabil izado)
LEITO DE
SECAGEM
ATERRO SANITÁRIO
TRANSPORTE
LODO PRIMÁRIO GR/
LODO BIOLÓGICO F
- -»N
DIGESTOR
ANAEROBIO LEITO DE
SECAGEM TRANSPORTE
ATERRO SANITÁRIO
, _ DIGESTOR
ADENSADOR ANAERÓBIO
LODO PRIMÁRIO GRAVIDADE
LODO BIOLÓGICO ^ ^ 1 1
DEmÂD0OB TOANSP0RTE
ATERRO SANÍTARIO
NOTA: ALTERNATIVA A ATERRO SANITÁRIO: COMPOSTAGEM
ADENSADOF!
GRAVIDADE
LODO PRIMÁRIO
FLOTADOR
LODO BIOLÓGICO
DIGESTOR
AERÓBIO
DESIDRATADOS
MECANCO
ATERRO SANfTAfilO
DIGESTOR
ANAEROBIO
Fig. 2.29. Algumas alternativas de tratamento e disposição do lodo
t
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
ETFES - Biblioteca
3. ANÁLISE E SELECÃODOPROCESSQ DE TRATAMENTO
3.1. Critérios para a análise
A decisão quanto ao processo a ser adotado para o tratamento das fases líquida e
sólida deve ser derivada fundamentalmente de um balanceamento entre critérios
técnicos e econômicos, com a apreciação dos méritos quantitativos e qualitativos de
cada alternativa. Se a decisão quanto ao aspecto econômico pode parecer relativa-
mente simples, o mesmo pode não ocorrer quanto aos aspectos financeiros. Ademais,
os pontos técnicos são em grande parte das vezes intangíveis, e num grande número
de situações, a decisão final pode assumir um caráter de subjetividade. Para que a
eleição conduza realmente à alternativa mais adequada para a configuração em
análise, critérios ou pesos devem ser atribuídos a diversos aspectos, vinculados
essencialmente à realidade em foco.Não há fórmulas generalizadas para tal, e o bom
senso ao se atribuir a importância relativa de cada aspecto técnico é essencial. Ainda
que o lado econômico seja fundamental, deve-se lembrar que nem sempre a melhor
alternativa é simplesmente a que apresenta o menor custo em estudos econômico-fi-
nanceiros.
A Figura 3.1 apresenta uma comparação entre aspectos de importância na seleção
dos sistemas de tratamento, analisados em termos de países desenvolvidos e em
desenvolvimento (von Sperling, 1995b). A comparação é forçosamente bastante geral,
devido à especificidade de cada país e aos altos contrastes usualmente observáveis nos
países em desenvolvimento. Os itens estão organizados numa ordem decrescente de
importância para os países desenvolvidos, de acordo com a percepção do autor. Nestes
países, os itens críticos são: eficiência, confiabilidade, aspectos de disposição do lodo
e requisitos de área. Nos países em desenvolvimento, estes primeiros itens estão
organizados de uma maneira similar quanto ao decréscimo de importância, mas
possuem uma menor magnitude, comparado com os países desenvolvidos. A princi-
pal diferença reside no que se considera como itens críticos para os países em
desenvolvimento: custos de construção, sustentabilidade, simplicidade e custos ope-
racionais. Estes itens são importantes para países desenvolvidos, mas não podem ser
considerados críticos.
O Quadro 3.1 apresenta fatores gerais a serem levados em consideração ao se
selecionar e avaliar operações e processos unitários no tratamento de esgotos.
A decisão quanto à adoção de estações descentralizadas, atendendo a bacias
hidrográficas separadas, ou estações centralizadas, atendendo conjuntamente a várias
bacias hidrográficas na mancha urbana, é um aspecto que influi também na seleção
do processo de tratamento (ver Figura 3.2). Estações descentralizadas conduzem a
menores extensões dos interceptores principais, além de permitirem uma melhor
ctapaiização da implantação do sistema de esgotamento sanitário, viabilizando a
implantação paulatina de estações de tratamento. Por outro lado, elas podem implicar
em uma certa perda de economia de escala e no aumento da infra-estrutura operacio-
Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento 2 1 1
ETFES - Biblioteca
SOLUÇÕES DE ESGOTAMENTO SANITÁRIO
EM BACIAS HIDROGRÁFICAS
ETEs DESCENTRALIZADAS
X B A C I A 1
ETE CENTRALIZADA
LEGENDA
interceptor
margem esquerda
corrego ou
fundo de vale
interceptor
margem direita
M(j;. 3.2. Soluções de esgotamento sanitário cm uma mancha urbana (hachurada). Parte superior: sistema
decentralizado dc tratamento. Parle inferior: sistema centralizado de tratamento (ETE única)
B A C I A 1
Nt\'iis, processos e sistemas de tratamento 2 1 3
Quadro 3.1 Fatores de importância a serem considerados ao se selecionar e avaliar operações
e processos unitários
Condição Fator
A aplicabilidade do processo é avaliada com base na experiência passada,
Aplicabilidade dados publicados, dados de estações operando e dados de estações piloto.
do processo Caso condições novas ou não usuais sejam encontradas, são necessários
estudos em escala piloto.
Vazão aplicável O processo deve ser adequado à faixa de vazão esperada,
A maioria das operações e processos deve ser projetada para operar numa
ampla faixa de vazões. A maior eficiência é usualmente obtida com vazão
constante, embora alguma variação possa ser tolerada. Caso a variação de
vazão seja muito grande, pode ser necessária uma equalização da vazão.
Características As características do afluente ateiam os tipas de processo a serem usados (ex:
do afluente químicos ou biológicos) e os requisitos para a sua adequada operação.
Variação de
vazão aceitável
Constituintes
inibores ou retratários
Aspectos
climáticos
Cinética do processo
e hidráulica do reator
Quais dos constituintes presentes nos esgotos podem ser inibidores ou tóxicos,
e em que condições? Quais constituintes não são afetados durante o tratamento?
A temperatura afeta a taxa de reação da maioria dos processos químicos e
biológicos. A temperatura pode também afetar a operação fisica das unidades
Temperaturas elevadas podem acelerar a geração de odor.
0 dimensionamento do reator é baseado na cinética das reações. Os dados de
cinética são normalmente obtidos da experiência, literatura ou estudos piloto.
Desempenho O desempenho é normalmente medido em termos da qualidade do efluente, a qual deve ser consistente com os requisitos e/ou padrões de lançamento.
Subprodutos Os tipos e qualidade dos subprodutos sólidos, líquidos e gasosos devem ser
do tratamento conhecidos ou estimados. Caso necessário, realizar estudos piloto.
Limitações no
tratamento
do lodo
Há limitações que poderiam tornar o tratamento do lodo caro ou inexequível?
Oual a influência, na fase liquida, das cargas recirculadas do tratamento do
lodo? A seleção da forma de processamento do lodo deve ser feita em paralelo
com a seleção dos processos de tratamento da fase liquida.
Fatores ambientais, como os ventos prevalecentes e suas direções, e
Limitações proximidade a áreas residenciais podem restringir o uso de certos processos,
ambientais especialmente quando houver liberação de odores. Ruídos e tráfego podem
afetar a seleção do local da estação.
Requisitos de Que recursos e quantidades devem ser garantidos para a satisfatória operação
produtos químicos da unidade por um longo período de tempo?
Requisitos Os requisitos energéticos, bem como os prováveis custos tuturos, devem ser
energéticos estimados, caso se deseje projetar sistemas economicamente viáveis.
Requisitos de Oue recursos adicionais são necessários para se garantir uma satisfatória
outros recursos implantação e operação do sistema?
Requisitos de
pessoal
Quantas pessoas e a que nível de capacitação são necessárias para se operar o
sistema? Os elementos na capacitação desejada são facilmente encontrados?
Qual o nível de treinamento que será necessário?
Requisitos de Quais os requisitos especiais de operação que necessitarão ser satisfeitos?
operação e Quantas peças e equipamentos reserva serão necessários, e qual a sua
manutenção disponibilidade e custo?
2(14 Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos
Q u a d r o 3 . 1 Cont inuação
Condição Fator
Processos auxiliares Que processos auxiliares de suporte são necessários? Como eles afetam a
requeridos qualidade do efluente, especialmente quando se tornam inoperantes?
Confiabilidade
Complexidade
Compatibilidade
Disponibilidade
de área
Qual é a confiabilidade da operação e processo em consideração? A unidade
pode apresentar problemas frequentes? O processo resiste a cargas de choque
periódicas? Caso afirmativo, como é afetada a qualidade do efluente?
Qual a complexidade do processo em operação rotineira e emergencial com
cargas de choque? Qual o nível de treinamento deve ter o operador para operar
o processo?
A operação ou processo unitário pode ser usada satisfatoriamente com as
unidades existentes? A expansão da estação pode ser feita com facilidade?
Há espaço disponível para acomodar, não apenas as unidades previstas no
momento, mas também possíveis expansões futuras? Foi alocada uma área de
transição suficiente para minimizar impactos ambientais estéticos na vizinhança?
Ponte: Adaptado de Metcalf & Eddy (1991)
3.2. Comparação entre os sistemas
O Quadro 3.2 apresenta as principais características dos métodos de tratamento
(fase líquida) descritos no Item 2, aplicados a esgotos predominantemente domésti-
cos. O Quadro 3.3 apresenta a lista dos equipamentos básicos usualmente necessários
em cada sistema de tratamento de esgotos.
ETFES-Bibliotfcca
Níveis, processos e s is temos de tratamento 215
Quadro