COMPARAÇÃO TÉCNICA VISANDO A SUBSTITUIÇÃO DO...
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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO ESCOLA DE ENGENHARIA DE LORENA WILLIAM MASSAMI TIBA COMPARAÇÃO TÉCNICA VISANDO A SUBSTITUIÇÃO DO COAGULANTE SULFATO DE ALUMÍNIO PELO SULFATO FÉRRICO NO TRATAMENTO DE ÁGUA DE ABASTECIMENTO Lorena, 2012
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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO ESCOLA DE ENGENHARIA DE LORENA
WILLIAM MASSAMI TIBA
COMPARAÇÃO TÉCNICA VISANDO A SUBSTITUIÇÃO DO COAGULANTE SULFATO DE ALUMÍNIO PELO SULFATO FÉRRICO NO TRATAMENTO DE
ÁGUA DE ABASTECIMENTO
Lorena, 2012
William Massami Tiba
COMPARAÇÃO TÉCNICA VISANDO A SUBSTITUIÇÃO DO COAGULANTE SULFATO DE ALUMÍNIO PELO SULFATO FÉRRICO NO TRATAMENTO DE
ÁGUA DE ABASTECIMENTO
Monografia apresentada como requisito para conclusão de Graduação do Curso de Engenharia Industrial Química. Área de concentração: Engenharia Química Orientador: Prof. Dr. Oswaldo Luiz Cobra Guimarães
Lorena, 2012
AUTORIZO A REPRODUÇÃO E DIVULGAÇÃO TOTAL OU PARCIAL DESTE TRABALHO, POR QUALQUER MEIO CONVENCIONAL OU ELETRÔNICO, PARA
FINS DE ESTUDO E PESQUISA, DESDE QUE CITADA A FONTE.
RESUMO
TIBA, W. M. COMPARAÇÃO TÉCNICA VISANDO A SUBSTITUIÇÃO DO COAGULANTE SULFATO DE ALUMÍNIO PELO SULFATO FÉRRICO NO TRATAMENTO DE ÁGUA DE ABASTECIMENTO. 2012. 130 f. Trabalho de conclusão de curso – Escola de Engenharia de Lorena, Universidade de São Paulo, Lorena, 2012.
Resíduos de alumínio presentes na água de consumo, na água de lavagem dos filtros e no
lodo gerado pelo tratamento de água bruta causam problemas ambientais e trazem riscos à
saúde humana. Este problema é causado pelo sulfato de alumínio que é utilizado como
coagulante na maioria das estações de tratamento de água do país. O estudo utilizou
parâmetros como dosagem de coagulante, pH de coagulação, turbidez e cor aparente para
comparar o desempenho dos coagulantes, para se determinar se é possível substituir sulfato
de alumínio por sulfato férrico. Neste trabalho, foi feito um estudo através de uma pesquisa
bibliográfica para buscar um substituinte para o coagulante sulfato de alumínio. Após
analisar pesquisas anteriores, verificou-se que o sulfato férrico possui eficiência similar ao
sulfato de alumínio, mostrando ser capaz de substituí-lo.
Palavras-chave: Coagulante; Sulfato de alumínio; Sulfato férrico.
ABSTRACT
TIBA, W. M. TECHNIQUE COMPARISON AIMING AT THE REPLACEMENT
OF THE ALUMINUM SULFATE COAGULANT BY THE FERRIC SULFATE IN
THE TREATMENT OF DRINKING WATER. 2012. 130 f. Trabalho de conclusão de
curso – Escola de Engenharia de Lorena, Universidade de São Paulo, Lorena, 2012.
Aluminum residues present in drinking water, water for washing the filters and the sludge
generated by the treatment of raw water cause environmental problems and pose risks to
human health. This problem is caused by the aluminum sulfate that is used as a coagulant
for most water treatment plants of the country. The study used parameters such as
coagulant, coagulation pH, turbidity and color apparent to compare the performance of
coagulants, to determine whether it is possible to replace aluminum sulfate by the ferric
sulphate. In this work, a study was done through a bibliographic research to find a
substituent for the coagulant aluminum sulfate. After reviewing previous research, it was
found that ferric sulfate has similar efficiency to aluminum sulfate, showing be able to
replace it.
Keywords: Coagulant, Aluminium sulphate, ferric sulphate.
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 – Padrões de Potabilidade........................................................................ 10 Tabela 2 – Metas progressivas para atendimento ao valor máximo permitido
para filtração rápida.............................................................................. 11 Tabela 3 – Metas progressivas para atendimento ao valor máximo permitido
para filtração rápida............................................................................. 11 Tabela 4 – Classificação das substâncias húmicas................................................. 18 Tabela 5 – Uso do tanino catiônico como auxiliar de coagulação em uma
Estação de Tratamento de Água........................................................... 36 Tabela 6 – Uso do tanino catiônico como coagulante primário em ETA 37
Tabela 7 – Turbidez remanescente em função do gradiente de estático
velocidade médio e do tempo de floculação após ensaios de
coagulação-floculação-sedimentação em reator .................................. 44
Tabela 8 – Produtos químicos empregados nos processos de tratamento da
água de abastecimento.......................................................................... 54
Tabela 9 – Classificação das águas doces e tratamento......................................... 58 Tabela 10 – Padrão de aceitação para consumo humano......................................... 61 Tabela 11 – Parâmetros físico-químicos da água bruta........................................... 64 Tabela 12 – Parâmetros físico-químicos da água bruta após elevação do pH 65 Tabela 13 – Coagulação com sulfato de alumínio.................................................... 65 Tabela 14 – Coagulação com sulfato férrico (concentração 50 %)......................... 66 Tabela 15 – Coagulação com sulfato de alumínio – 4 cm/min................................. 67 Tabela 16 – Coagulação com sulfato de alumínio – 2 cm/min................................. 69 Tabela 17 – Coagulação com sulfato férrico – 4 cm/min......................................... 71 Tabela 18 – Coagulação com sulfato férrico – 2 cm/min......................................... 73 Tabela 19 – Coagulação com sulfato de alumínio – 2 cm/min................................. 75 Tabela 20 – Coagulação com sulfato de alumínio – 1 cm/min – ponto 1................ 77 Tabela 21 – Coagulação com sulfato de alumínio – 1 cm/min – ponto 2................ 77 Tabela 22 – Coagulação com sulfato férrico – 2 cm/min......................................... 79 Tabela 23 – Coagulação com sulfato férrico – 1 cm/min – ponto 1........................ 81 Tabela 24 – Coagulação com sulfato férrico – 1 cm/min – ponto 2........................ 81 Tabela 25 – Composição dos sulfatos de alumínio................................................... 83 Tabela 26 – Parâmetros físico-químicos das águas brutas....................................... 87 Tabela 27 – Qualidade da água da cidade de Campinas - SP 90 Tabela 28 – Qualidade da água da cidade de Piracicaba - SP 90
LISTA DE FUGURAS
Figura 1 – Fluxograma de uma estação de tratamento de água...............................12 Figura 2 – Distribuição do tamanho das partículas presentes na água...................16 Figura 3 – Constituintes do sistema do ácido carbônico em função do
pH com pressão de 1 atm e temperatura de 25 ºC................................20 Figura 4 – Configuração esquemática da dupla camada elétrica.............................25 Figura 5 – Energia potencial de interação entre as partículas coloidais...................26 Figura 6 – Diagrama de coagulação (típico) com o sulfato de alumínio
para remoção de turbidez........................................................................30 Figura 7 – Tecnologias de tratamento de água quimicamente coagulada
com uso da filtração rápida.....................................................................48
Figura 8 – Equipamento de Jar Test.........................................................................57 Figura 9 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio – 4 cm/min.................68 Figura 10 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio – 2 cm/min.................70 Figura 11 – Diagrama de coagulação do sulfato férrico – 4 cm/min........................72 Figura 12 – Diagrama de coagulação do sulfato férrico – 2 cm/min.........................74 Figura 13 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio – 2 cm/min.................76 Figura 14 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio – 1 cm/min.................78 Figura 15 – Diagrama de coagulação do sulfato férrico – 2 cm/min.........................80 Figura 16 – Diagrama de coagulação do sulfato férrico – 1 cm/min.........................82 Figura 17 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio 1................................84 Figura 18 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio 2............................. 85 Figura 19 – Diagrama de coagulação do sulfato férrico...........................................86 Figura 20 – Diagrama de coagulação-floculação do sulfato férrico para
a água bruta que abastece a ETA de ABV. Parâmetro:
Turbidez.................................................................................................88
Figura 21 – Diagrama de coagulação-floculação do sulfato férrico para
a água bruta que abastece a ETA de Cubatão. Parâmetro:
Turbidez................................................... ................................................... .... 89
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO ................................................... ................................................... .................... 7
2. OBJETIVOS ................................................... ................................................... ....................... 14
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ................................................... ........................................... 15
3.1. PROPRIEDADES DA ÁGUA ................................................... ........................................... 15
3.1.1. ESTRUTURA E COMPOSIÇÃO ................................................... .................................. 15
3.1.2. IMPUREZAS DA ÁGUA ................................................... ............................................... 16
3.1.3. CARACTERÍSTICAS FÍSICAS DA ÁGUA ................................................... ............... 17
3.1.3.1 TURBIDEZ ................................................... ................................................... .................. 17
3.1.3.2. COR ................................................... ................................................... ............................. 17
3.1.3.3. TEMPERATURA ................................................... ................................................... ...... 18
3.1.3.4. POTENCIAL ZETA ................................................... ................................................... .. 19
3.1.4. CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS DA ÁGUA ................................................... ......... 19
3.1.4.1. ALCALINIDADE, ACIDEZ E PH ................................................... ............................ 19
3.1.4.2. CORROSÃO................................................... ................................................... ..............21
3.1.4.3. FERRO................................................... ...........................................................................22
3.1.5. INTERAÇÃO ENTRE PARTÍCULAS COLOIDAIS ................................................... 23
3.1.5.1. FORÇA DE VAN DER WALLS ................................................... ................................ 24
3.1.5.2. DUPLA CAMADA ELÉTRICA (DCE) ................................................... .................... 24
3.1.5.3. TEORIA DLVO ................................................... ................................................... ......... 25
3.1.6. MECANISMOS DE COAGULAÇÃO ................................................... ......................... 26
3.1.6.1. COMPRESSÃO DA CAMADA DIFUSA ................................................... ................ 27
3.1.6.2. ADSORÇÃO E NEUTRALIZAÇÃO DE CARGA ................................................... . 28
3.1.6.3. VARREDURA ................................................... ................................................... ........... 28
3.1.6.4. ADSORÇÃO E FORMAÇÃO DE PONTES ................................................... ............ 29
3.1.6.5. DIAGRAMA DE COAGULAÇÃO ................................................... ........................... 29
3.1.7. COAGULANTES NATURAIS................................................... .....................................32
3.1.7.1. MORINGA OLEIFERA................................................... ..............................................32
3.1.7.2. TANINO................................................... ................................................... .....................33
3.2. IMPORTÂNCIA DA ÁGUA NA SAÚDE ................................................... ...................... 38
3.2.1. ALUMÍNIO E SAÚDE HUMANA ................................................... ............................... 39
3.3. TRATAMENTO DE ÁGUA DE ABASTECIMENTO ................................................... . 41
3.3.1. ETAPAS DO PROCESSO DE TRATAMENTO ................................................... ........ 41
3.3.1.1. COAGULAÇÃO ................................................... ................................................... ........ 41
3.3.1.2. MISTURA RÁPIDA ................................................... ................................................... .. 41
3.3.1.3. FLOCULAÇÃO ................................................... ................................................... ......... 42
3.3.1.4. SEDIMENTAÇÃO E FLOTAÇÃO ................................................... ........................... 44
3.3.1.5. FILTRAÇÃO ................................................... ................................................... .............. 46
3.3.1.6. DESINFECÇÃO E OXIDAÇÃO ................................................... ............................... 47
3.3.2. TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO ................................................... ........................ 47
3.3.2.1. TRATAMENTO EM CICLO COMPLETO ................................................... ............. 48
3.3.2.2. FILTRAÇÃO DIRETA DESCENDENTE ................................................... ................ 49
3.3.2.3. FLOTO-FILTRAÇÃO ................................................... .................................................. 50
3.3.2.4. FILTRAÇÃO DIRETA ASCENDENTE ................................................... .................. 51
3.3.2.5. DUPLA FILTRAÇÃO ................................................... ................................................. 51
3.3.3. CARACTERÍSTICAS DA ÁGUA A SEREM CONSIDERADAS NA ESCOLHA
DA TECNOLOGIA DE TRATAMENTO ................................................... .............................. 52
3.3.3.1. CARACTERÍSTICAS BIOLÓGICAS ................................................... ...................... 52
3.3.3.2. CARACTERÍSTICAS FÍSICAS E ORGANOLÉPTICAS ........................................ 53
3.3.3.3. CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS ................................................... ........................... 53
3.3.4. PRODUTOS QUÍMICOS UTILIZADOS NO TRATAMENTO DE ÁGUA ............ 53
3.3.5. QUALIDADE DOS PRODUTOS QUÍMICOS EMPREGADOS NO
TRATAMENTO ................................................... ................................................... ....................... 54
3.3.6. DOSAGEM DE PRODUTOS QUÍMICOS ................................................... .................. 55
3.3.7. ENSAIO DE JARROS – JAR TEST ................................................... ............................. 56
3.4. LEGISLAÇÃO PERTINENTE ................................................... ......................................... 57
3.4.1. CLASSIFICAÇÃO DOS CORPOS D’ÁGUA ................................................... ............. 58
3.4.2. PROTEÇÃO DO MANANCIAL ................................................... ................................... 59
3.4.3. PADRÃO DE POTABILIDADE ................................................... ................................... 60
4. METODOLOGIA ................................................... ................................................... .............. 63
5. RESULTADOS E DISCUSSÕES ................................................... ...................................... 64
6. CONCLUSÃO ................................................... ................................................... .................... 91
REFERÊNCIAS ................................................... ................................................... ..................... 92
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1. INTRODUÇÃO
Um problema que já é realidade e se tornará cada vez maior, é a escassez de água
potável. A abundância de água em nosso planeta nos dá uma falsa sensação de que este
recurso jamais se esgotará. Ao aparentar tanta abundância, o homem acaba desperdiçando
ou contaminando esse recurso tão valioso, por esse motivo todos devemos ter consciência
de que se tudo continuar da mesma maneira, o processo de escassez de água se acelerará.
Por essas razões devemos pensar em maneiras de evitar desperdícios, tratar todos os
resíduos gerados, degradar menos o meio ambiente, ou seja, cuidarmos melhor de tudo que
nos cerca, para que se possa ter uma qualidade vida melhor.
O que torna a água escassa é o comprometimento de sua qualidade e sua
demanda. Ao comprometer a qualidade da água, ela se torna imprópria para o consumo,
reduzindo sua disponibilidade. O melhor modo seria não comprometer a qualidade desse
recurso, mas quando não se é possível, pode-se resolver esse problema tratando a água
comprometida, o que demanda investimento financeiro.
A água se renova naturalmente, mas demanda de certo tempo para que isso
aconteça, como a demanda por água cresce a cada momento, a natureza não consegue
completar seu ciclo proporcionalmente à demanda que é consumida. Quanto mais recurso
se é retirado, maior é o desiquilíbrio desse ciclo.
A água é essencial para à vida, ocupa aproximadamente 71 % da superfície da
Terra e é o constituinte mais abundante na matéria viva, integrando aproximadamente dois
terços do corpo humano e 98 % em certos animais aquáticos, legumes, frutas e verduras.
Constitui-se também no solvente universal da maioria das substâncias, modificando-as e
modificando-se em função destas. As características das águas naturais influenciam o
metabolismo dos organismos aquáticos e são também influenciadas por ele, conferindo
estreita interação entre esses seres vivos e o meio ambiente, base da ciência denominada
Ecologia (Libânio, 2008).
Calcula-se que exista aproximadamente 1.360.000 milhões de m3 de água no
planeta e aproximadamente 97,3 % corresponde aos mares, oceanos e lagos de água
salgada.
Hoje em dia possui-se tecnologia de dessalinização da água. No Brasil, por
exemplo, a parcela habitada do arquipélago de Fernando de Noronha/Pernambuco é
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abastecida durante o período de escassez de chuvas por meio dessa tecnologia, porém o
uso desta tecnologia torna a água mais cara.
O Brasil embora tenha uma disponibilidade hídrica elevada se comparado à
maioria dos outros países, possui uma distribuição desuniforme. A região Norte contêm 5
% da população do Brasil e possuem 73 % da disponibilidade hídrica, o restante das
regiões, que correspondem a 95 % da população têm apenas 27 % da disponibilidade
hídrica a sua disposição. Essa diferença também aumenta, pois nas regiões Sul e Sudeste
ocorrem um grande despejo de resíduos domésticos em seus mananciais (Libânio, 2008).
Em 2003, a Assembleia Geral das Nações Unidas proclamou o Ano Internacional
da Água Doce, foram divulgados dados alarmantes:
1100 milhões de pessoas carecem de excesso á água potável – o que
corresponde aproximadamente a um sexto da população mundial; e 2400 milhões dos
habitantes do planeta não tem acesso a serviços de saneamento adequados, ou seja, o
equivalente a 40 % dos habitantes.
Cerca de 6000 crianças morrem diariamente devido a doenças ligadas à
água insalubre e a um saneamento e higiene deficientes.
A água insalubre e o saneamento causam 80 % das doenças no mundo em
desenvolvimento, segundo as estimativas.
São as mulheres e os jovens que, em geral, sofrem mais em consequência da
falta de instalações sanitárias.
No século passado, o consumo de água aumentou a um ritmo duas vezes
mais rápido do que o crescimento demográfico. O Oriente Médio, o Norte da África e o
Sul da Ásia sofrem de escassez crônica de água.
Nos países em desenvolvimento, 90 % das descargas de águas residuais não
são precedidas de tratamento.
Em muitas regiões, a utilização excessiva de águas subterrâneas para beber e
para efeitos de irrigação causou descidas do nível das águas da ordem das dezenas de
metros, o que obriga as pessoas a servir-se de água de baixa qualidade para ingerir.
As perdas de água devido a fugas, ligações ilegais e desperdício representam
cerca de 50 % da água para beber e 60 % da água destinada à irrigação, nos países em
desenvolvimento.
9
As cheias afetaram mais de 75 % das populações que sofreram os efeitos de
catástrofes naturais durante a década de 1990 e acarretaram custos que equivalem a 33 %
dos custos das catástrofes naturais, segundo as estimativas.
Os dados apresentados mostram que se nada for feito o problema da escassez
aumentará rapidamente, por estes motivos devemos tomar todas as medidas possíveis para
se evitar desperdícios e degradação dos recursos disponíveis (Macedo, 2000).
O problema de falta de água não só ocasiona doenças e mortes, mas também traz
prejuízos a outros setores, pois o dinheiro a mais em que se gasta com saúde poderia ser
investido em educação por exemplo. E com o comprometimento dos mananciais a água
está ficando cada vez mais cara. Outro fator importante a se destacar é que o aumento do
consumo de água está aumentando conforme a população vai evoluindo, pois muita água é
consumida indiretamente pelas pessoas, pois os produtos consumidos nos dias de hoje
utilizam muito mais recursos para serem produzidos. Podemos citar alguns exemplos, para
produzir 1 kg de arroz consome 1910 L de água, para se produzir 1 kg de aço necessita-se
de 95 L de água, 1 kg de papel é preciso 324 L de água. Quase que todas as coisas que
consumimos diariamente necessitam de água para ser produzida.
A qualidade da água é dependente do uso a que se destina. Uma água quente e
corrosiva não seria de boa qualidade para produzir vapor; similarmente, uma água túrbida
torna-se inaceitável para produção de papel, e uma água dura, em lavanderias ou fábrica de
tecidos.
É aceitável que a água de abastecimento, destinada tanto ao uso doméstico quanto
nas industriais em geral, deverá ter as seguintes características: limpa, agradável ao
paladar, temperatura razoável, nem corrosiva nem produtora de crostas, não conter
minerais de efeitos fisiológicos indesejáveis e livre de microrganismos que produzam
infecções intestinais (Macedo, 2000).
A Tabela 1 apresenta resumidamente os padrões fixados pelo Ministério da Saúde,
Portaria n° 2.914, de 12 de dezembro de 2011:
Tabela 1 – Padrões de Potabilidade
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Parâmetro VMP
pH 6,0 - 9,5
Turbidez (Desinfecção) 1 uT*
Turbidez (Filtração rápida) 0,5 uT*
Turbidez (Filtração lenta) 1,0 uT*
Cor aparente 15 uC
Gosto 6 intensidade
Odor 6 intensidade
Dureza 500 mg/L
Sólidos totais dissolvidos 1000 mg/L
Alumínio 0,2 mg/L
Chumbo 0,01 mg/L
Cloreto 250 mg/L
Ferro 0,3 mg/L
Manganês 0,1 mg/L
Mercúrio 0,001 mg/L
Sulfato 250 mg/L
Xileno 0,3 mg/L
Notas: VMP= Valor máximo permissível; uC = Unidade de cor; uT= Unidade turbidez; * =
em 95% das amostras
Fonte: Ministério da Saúde.
As metas para a redução progressiva da turbidez para o atendimento ao valor máximo
permitido de 0,5 uT para filtração rápida e de 1,0 uT para filtração lenta estão descritas na
Tabela 2 e Tabela 3 respectivamente.
Tabela 2 – Metas progressivas para atendimento ao valor máximo permitido para filtração
rápida
11
Filtração rápida
Período após a
publicação da Portaria < 0,5 uT < 1,0 uT
Final do 1° ano Em no mínimo 25% das
amostras mensais coletadas
No restante das amostras
mensais coletadas
Final do 2° ano Em no mínimo 50% das
amostras mensais coletadas
Final do 3° ano Em no mínimo 75% das
amostras mensais coletadas
Final do 4° ano Em no mínimo 95% das
amostras mensais coletadas
Fonte: Ministério da Saúde
Tabela 3 – Metas progressivas para atendimento ao valor máximo permitido para filtração
rápida
Filtração lenta
Período após a publicação
da Portaria < 1,0 uT < 2,0 uT
Final do 1° ano Em no mínimo 25% das
amostras mensais coletadas
No restante das amostras
mensais coletadas
Final do 2° ano Em no mínimo 50% das
amostras mensais coletadas
Final do 3° ano Em no mínimo 75% das
amostras mensais coletadas
Final do 4° ano Em no mínimo 95% das
amostras mensais coletadas
Fonte: Ministério da Saúde
A água potável pode ser de uma fonte natural, desde que não haja nenhum tipo de
contaminação em sua nascente ou percurso. Pode ser também obtida através de um
processo de tratamento físico e ou químico. Nas cidades, este processo é realizado nas
Estações de Tratamento de Água (ETAs).
12
Dependendo da qualidade original da água, um ou mais processos de tratamento
são aplicados. Entre os principais processos de tratamento de água, podemos citar:
decantação, filtração, fluoretação, desinfecção e floculação (Macedo, 2000).
A Figura 1 apresenta resumidamente o funcionamento de uma estação de
tratamento de água.
Figura 1 – Fluxograma de uma estação de tratamento de água
Fonte: http://www.agua.bio.br
Para tratar a água, muitas vezes são necessários produtos químicos, dependendo
da situação, a quantidade desses produtos são muito altas, fazendo com que resíduos
continuem tanto na água após o tratamento quanto no lodo, que é o resíduo sólido gerado
na ETA, que será descartado posteriormente, podendo contaminar o ambiente.
Para tratar a água são adicionados coagulantes, que são capazes de desestabilizar
as partículas coloidais, formando flocos (hidróxidos metálicos) com tamanho suficiente
para sua posterior remoção nos decantadores. Parte dos flocos que não sedimentaram
passam aos filtros para clarificação final. Resíduos são gerados tanto nos decantadores
quanto nos filtros, que na maioria das vezes são lançados diretamente aos cursos de água,
podendo ocasionar uma série de danos ao meio ambiente, isso ocorre devido à escassez de
recursos e ao alto custo de implantação e operação dos sistemas de tratamento e disposição
final de resíduos sólidos. Somente nos últimos anos se tem observado uma preocupação
maior com o destino desse resíduo. A proporção de resíduos gerados corresponde de 1 % a
5 % do volume de água tratada (Macedo, 2000).
A qualidade dos insumos utilizados para tratar a água é um assunto importante,
pois podem conter metais pesados, de modo geral, fica-se atento apenas ao valor do
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insumo e sua eficiência, mas se tratando de um processo que irá gerar um produto para o
consumo de toda a população, deve se ficar atento à pureza do insumo.
Além de se ter uma legislação, a fiscalização deve funcionar para que os valores
máximos permitidos para cada parâmetro sejam respeitados, se não respeitados, ocasionará
riscos à população.
O alumínio está relacionado à Doença de Alzheimer entre outras, se a fiscalização
não for feita corretamente, há uma grande possibilidade de que um número muito grande
de pessoas consumam alumínio acima do valor máximo permitido. Em um estudo feito por
Devecchi et al. (2006), na cidade de Ribeirão Preto e Atibaia – São Paulo (SP), foi
coletado em diferentes bairros das cidades, 100 amostras de água em triplicata, 24 % das
amostras de Ribeirão Preto apresentaram quantidades superiores de alumínio do que o
recomendado. Já as amostras da cidade de Atibaia estavam abaixo do limite permitido.
Dados do Departamento de Informação e Informática do SUS – DATASUS,
órgão da Secretaria Executiva do Ministério da Saúde, mostram que a cidade de Atibaia
não possui nenhum caso registrado quanto a internações e óbitos relacionados à Doença de
Alzheimer (período correspondente a 2006), o que pode ocorrer por ser uma doença de
difícil diagnóstico e pela limitação da obtenção de dados. Já no município de Ribeirão
Preto, entre 2000 e 2005, foram registradas 31 internações por Alzheimer, na faixa etária
acima de 60 anos.
2. OBJETIVOS
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O Principal objetivo desse trabalho foi avaliar a viabilidade técnica de substituir o
coagulante sulfato de alumínio pelo sulfato férrico no tratamento de água bruta. Para
determinar se essa substituição é viável, utilizou-se os seguintes parâmetros para se
comparar a eficiência de cada coagulante:
Dosagens de coagulante;
pH de coagulação;
Turbidez e
Cor aparente.
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
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3.1. PROPRIEDADES DA ÁGUA
3.1.1. ESTRUTURA E COMPOSIÇÃO
A água é formada por um átomo de oxigênio e dois átomos de hidrogênio. Os
hidrogênios estão unidos ao oxigênio por meio de ligação covalente. A água possui
estrutura com forma angular. Se for traçada uma linha imaginária unindo o centro do
átomo de oxigênio ao centro de cada um dos átomos de hidrogênio, será obtido um ângulo
de 104° 30’. O oxigênio atrai os elétrons compartilhados com mais força que os
hidrogênios, pois é mais eletronegativo. Esse fenômeno faz com que os elétrons fiquem
mais próximos do oxigênio que dos hidrogênios. Diz-se que a molécula de água é polar,
pois tem um pólo positivo formado pelos hidrogênios e um pólo negativo formado pelo
oxigênio. Esta polaridade está relacionada às propriedades físicas da água, como Ponto de
Fusão (PF), Ponto de Ebulição (PE), mais altos do que os previstos pela teoria, e a
capacidade de dissolver sólidos iônicos. A água em seu estado natural mais comum é um
líquido transparente, sem sabor e odor, mas que assume a cor azul-esverdeada em lugares
profundos. Possui massa específica máxima de 1g.cm-3 a 4 °C e calor específico de 1 cal.(g
°C)-1. No estado sólido, a massa específica diminui até 0,92 g.cm-3, mas são conhecidos
gelos formados sob pressão mais pesados que a água líquida. As temperaturas de fusão e
ebulição à pressão de 1 atm são, respectivamente, de 0°C e 100 °C, muito superiores às de
fusão e de ebulição de outros compostos parecidos com a água. Trata-se de um composto
estável que não se decompõe em seus elementos até 1.300 °C. Reage com os metais
alcalinos (Li, Na, K, Rb e Cs) formando base e desprendendo hidrogênio; reage com
alguns óxidos metálicos para formar hidróxidos e com os não-metálicos para formar ácidos
(Di Bernardo, et al, 2002).
3.1.2. IMPUREZAS DA ÁGUA
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As impurezas encontradas nas águas superficiais são as seguintes: sólidos
dissolvidos em forma ionizada, gases dissolvidos, compostos orgânicos dissolvidos e
matéria em suspensão, tais como, microrganismos (bactérias, algas e fungos) e colóides. A
maioria destas impurezas apresenta cargas negativas em suas superfícies, repelindo-se
umas às outras, mantendo-se em suspensão estável por longos períodos de tempo. Tais
partículas apresentam-se em tamanhos de diversas ordens de grandeza, conforme Figura 2
(Pavanelli, 2001).
A água é um meio de transporte para diversas doenças. Segundo Di Bernardo
(1999), pode existir microrganismos na água em forma de esporos que resistem à
desinfecção por longo tempo de contato, dificultando assim sua eliminação.
Figura 2 – Distribuição do tamanho das partículas presentes na água
Fonte: Cepis, 1973
As partículas de suspensões têm tamanhos que variam de 10-3 mm a 10-1 mm, de
forma que, por meio de sedimentação ou flotação, consegue-se a separação das fases
líquida/sólida em tempo razoável (na prática, em torno de uma hora).
A faixa em forma de retângulo hachurada na Figura 2 corresponde às dispersões
coloidais nas quais pode atuar a coagulação química. Nesta faixa, as partículas têm
tamanho de “...10-6 mm a 10-3 mm e alguns zooplânctons, já pertencentes às suspensões,
têm diâmetro de aproximadamente 10-2 mm.” (AMERICAN WATER WORKS
ASSOCIATION-AWWA, 1990, Cap. 6, p. 270). Essas partículas, devido ao tamanho
reduzido, levariam um tempo muito longo para sedimentar, impossibilitando sua remoção
17
somente por sedimentação. Por meio de produtos químicos (sais de ferro e alumínio),
pode-se promover a união destas partículas, adicionando-se o produto químico
(denominado coagulante) na água bruta, e rapidamente procurando-se homogeneizar a
mistura mecânica ou hidraulicamente; este processo é denominado “coagulação”. Após a
coagulação, a água percorre uma série de reatores, cada um deles dotado de um gradiente
médio de velocidade, fazendo com que as partículas presentes na água bruta unam-se
formando os “flocos”; esta operação é denominada “floculação” (Pavanelli, 2001).
3.1.3. CARACTERÍSTICAS FÍSICAS DA ÁGUA
As principais medidas físicas que podem ser feitas na água são temperatura,
potencial zeta, cor e turbidez.
3.1.3.1 TURBIDEZ
Turbidez é a medição da resistência da água à passagem da luz. A turbidez é
provocada pela presença de partículas suspensas, finamente divididas ou em estado
coloidal. O efeito destas substâncias na água é a de que as águas tornam-se turvas e perdem
a transparência
3.1.3.2. COR
A cor da água, na maioria dos casos, é provocada por compostos orgânicos de
origem vegetal que, pela atividade de microrganismos e pelos resíduos das atividades
humanas, se decompõem (Pavanelli, 2001).
Com a decomposição da matéria orgânica natural, ocorre a formação das
substâncias húmicas, classificadas de acordo com a solubilidade em diferentes condições.
Esta classificação, proposta em 1919 (citada por Mendes (1989), p.11, segundo Oden) e
utilizada por diversos pesquisadores, é mostrada na Tabela 4.
Tabela 4 – Classificação das substâncias húmicas
18
Nome da fração Característica
Ácido húmico Fração solúvel em NaOH e insolúvel em ácidos minerais e
álcool
Ácido fúlvico Fração solúvel em ácidos minerais e NaOH
Ácido himatomelânico Fração solúvel em NaOH e ácool; insolúvel em ácidos minerais
Humina Resíduo da separação dos componentes anteriores (insolúvel em
água e NaOH)
Fonte: Mendes, 1989
Black & Christman (1963), através de evaporação à baixa pressão e posterior
solubilização em diferentes valores de pH, separaram as frações dos compostos orgânicos,
causadores de cor de diversas fontes de águas naturais, verificando que as concentrações
desses compostos variavam de 15 a 50 mg/l, sendo o ácido fúlvico, o principal constituinte,
com 87 %, o ácido himatomelânico com 11 % e o ácido húmico com 2 %. Segundo
Midwood & Felbeck (1968), em solos turfosos há predominância da fração de ácido
fúlvico (≈ 80 %).
3.1.3.3. TEMPERATURA
É importante conhecer as possíveis variações de temperatura ao longo dos
processos e operações no tratamento da água, pois, a temperatura tem influência no
desempenho das unidades de mistura rápida, floculação, desinfecção e nas reações de
hidrólise do coagulante e solubilidade de gases (Pavanelli, 2001).
3.1.3.4. POTENCIAL ZETA
O potencial zeta, ou potencial eletrocinético, é um parâmetro utilizado para
determinação da carga eletrostática superficial das partículas coloidais presentes na água.
19
Sua medida pode ser considerada como um bom índice para medir a magnitude das
interações repulsivas entre tais partículas.
Na Figura 4, a certa distância da superfície da partícula, geralmente onde se inicia
a camada difusa, está o plano de cisalhamento cujo seu potencial é o potencial zeta.
Segundo Yokosawa (2001), os óxidos sofrem protonação quando em solução
aquosa ácida, e desprotonação quando em solução aquosa alcalina, portanto o potencial
zeta é dependente do pH do meio, da espessura da dupla camada elétrica, que por sua vez
depende da concentração de íons adsorvidos e da força iônica da suspensão. Ainda se as
partículas possuem carga alta, elas se repelem umas às outras e o colóide é estável. Caso as
partículas tenham carga resultante próxima de zero, o movimento browniano das partículas
é transmitido ao colóide, tendo como efeito final a aglomeração das partículas, podendo
este fato levar à floculação (Pavanelli, 2001).
3.1.4. CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS DA ÁGUA
3.1.4.1. ALCALINIDADE, ACIDEZ E PH
A alcalinidade da água é importante na coagulação química, pois os coagulantes
comumente têm atuação como ácidos em solução, reduzindo a alcalinidade e baixando o
valor do pH, sendo necessária frequentemente a adição de alcalinizante para o equilíbrio do
pH.
A alcalinidade da água pode ser entendida como a capacidade na neutralização de
ácidos, e a acidez, de neutralização de bases. Nas soluções aquosas, as características de
alcalinidade e acidez baseiam-se normalmente no sistema do ácido carbônico (H2CO3), que
é um ácido diprótico fraco que possui três pontos de equivalência, com as principais
reações como seguem, e considerando a temperatura de 25 °C (Pavanelli, 2001):
20
A Figura 3 ilustra os constituintes do sistema do ácido carbônico em função do
pH.
Figura 3 – Constituintes do sistema do ácido carbônico em função do pH com pressão de 1
atm e temperatura de 25 ºC
Fonte: Di Bernardo, 1993
Considerando essa figura, a alcalinidade em função do pH para temperatura de
25 °C e pressão de 1 atm, pode ser dividida nas seguintes faixas:
pH = 12,3 - 9,4 : alcalinidade de hidróxidos e carbonatos
pH = 9,4 - 8,3 : alcalinidade de carbonatos e bicarbonatos
pH = 8,3 - 4,4 : alcalinidade de bicarbonatos somente
3.1.4.2. CORROSÃO
A corrosão é um processo de ataque contínuo de corpos sólidos, especialmente
metais, que envolve alterações de composição química.
No entanto, Libânio (2005), no Brasil, não são raros os casos em que, por
desconhecimento da compreensão sobre corrosão, adotam-se técnicas de tratamento de
água que se aplicam apenas ao controle de corrosão metálica, ficando as tubulações e
21
reservatórios de concreto ou de cimento–amianto totalmente desprotegidas. Esse fato pode
resultar em prejuízos significantes, principalmente, se a água for de baixa alcalinidade,
com pH inferior a 7, ou seja, águas ácidas, situação típica de uma extensa área do território
brasileiro, que tem por substrato geológico o embasamento cristalino.
Em canalizações, válvulas e equipamentos metálicos a corrosão representa um
grande prejuízo anual para os serviços de abastecimento de água. As tubulações corroídas,
além de terem a sua vida útil reduzida, apresentam menor capacidade de condução de água.
Na prática, há várias maneiras de se evitar ou controlar a corrosão:
Escolher materiais não metálicos (cimento, concreto e plásticos), ou
metais resistentes à corrosão (alumínio, aço inoxidável, níquel, silício,
cobre, latão e bronze) na construção.
Escolher revestimento metálico, tais como: zinco galvanizado ou alumínio
para proteger metais.
Escolher revestimento não-metálicos para proteger metais.
Escolher produtos químicos para o tratamento de água, cujas metas
incluem:
Deposição de revestimento ou partícula protetora sobre os metais.
Remoção do oxigênio.
Remoção de dióxido de carbono livre.
Ajustem o pH.
Controle elétrico (proteção catódica).
3.1.4.3. FERRO
O ferro aparece principalmente em águas subterrâneas devido à dissolução do
minério pelo gás carbônico da água, conforme a reação:
Fe + CO2 + ½ O2 → FeCO3 (4)
22
O carbonato ferroso é solúvel e frequentemente encontrado em águas de poços
contendo elevados níveis de concentração de ferro. Nas águas superficiais, o nível de ferro
aumenta nas estações chuvosas devido ao carreamento de solos e a ocorrência de processos
de erosão das margens.
Também poderá ser importante a contribuição devida a efluentes industriais, pois
muitas indústrias metalúrgicas desenvolvem atividades de remoção da camada oxidada
(ferrugem) das peças antes de seu uso, processo conhecido por decapagem, que
normalmente é procedida através da passagem da peça em banho ácido.
Nas águas tratadas para abastecimento público, o emprego de coagulantes a base
de ferro provoca elevação em seu teor.
O ferro, apesar de não se constituir em um tóxico, traz diversos problemas para o
abastecimento público de água. Confere cor e sabor à água, provocando manchas em
roupas e utensílios sanitários. Também traz o problema do desenvolvimento de depósitos
em canalizações e de ferro-bactérias, provocando a contaminação biológica da água na
própria rede de distribuição.
Por estes motivos, o ferro constitui-se em padrão de potabilidade, tendo sido
estabelecida a concentração limite de 0,3 mg/L na Portaria 2.914/2011 do Ministério da
Saúde.
No tratamento de águas para abastecimento público, deve-se destacar a influência
da presença de ferro na etapa de coagulação e floculação. As águas que contêm ferro
caracterizam-se por apresentar cor elevada e turbidez baixa.
Os flocos formados geralmente são pequenos, ditos “pontuais”, com velocidades
de sedimentação muito baixa. Em muitas estações de tratamento de água, este problema só
é resolvido mediante a aplicação de cloro, denominada de pré-cloração. Através da
oxidação do ferro pelo cloro, os flocos tornam-se maiores e a estação passa a apresentar
um funcionamento aceitável. No entanto, é conceito clássico que, por outro lado, a pré-
cloração de águas deve ser evitada, pois em caso da existência de certos compostos
orgânicos chamados precursores, o cloro reage com eles formando trihalometanos,
associados ao desenvolvimento do câncer. (CETESB)
Breland e Robinson (1967), citados por Benefield et al. (1982), relatam vários
problemas atribuídos a presença de ferro em aguas de abastecimento. Alguns desses
problemas podem ser:
a) Águas com altas concentrações de ferro conferem a agua sabor desagradável
(gosto metálico);
23
b) Prejuízos em indústrias de papel, tecidos, ou couro, devido ao surgimento de
manchas em seus produtos;
c) Aparecimento de manchas em utensílios domésticos como porcelanas e
vidrarias, e em aparelhos sanitários;
d) Roupas podem apresentar manchas amarelas ou marrons;
e) Precipitados de ferro ocasionam obstrução em canalizações e promovem o
crescimento de massas gelatinosas de ferrobactérias. Essas bactérias se soltam e conferem
à água uma aparência avermelhada;
f) As ferrobactérias podem causar problemas de gosto e odor na agua devido às
baixas velocidades de escoamento, que conduzem a sua reprodução.
3.1.5. INTERAÇÃO ENTRE PARTÍCULAS COLOIDAIS
Em um sistema bifásico (sólido-líquido) onde existe uma grande concentração de
partículas coloidais, umas se aproximam das outras e/ou chocam-se entre si devido ao
movimento contínuo e desordenado dessas mesmas partículas (movimento browniano),
permitindo-se uma interação entre as camadas difusas (Figura 4), fazendo com que ocorra
atração devido à força de van der Walls e repulsão devido à força eletrostática ou da dupla
camada elétrica (Pavanelli, 2001).
3.1.5.1. FORÇA DE VAN DER WALLS
A força de van der Walls tem origem na interação de dipolos elétricos atômicos e
moleculares, estando associada às flutuações na densidade eletrônica dos átomos.
Conforme cita Di Bernardo et al (1993), para dois átomos a força atrativa de van der Walls
é inversamente proporcional à sétima potência da distância entre eles, porém, para duas
partículas constituídas de grande número de átomos, as forças atuantes sobre cada par de
24
átomos são aditivas, resultando em uma energia de atração inversamente proporcional ao
quadrado da distância entre as superfícies das partículas (Pavanelli, 2001).
3.1.5.2. DUPLA CAMADA ELÉTRICA (DCE)
A força da dupla camada elétrica tem sua origem na superfície das partículas
sólidas, onde ocorre adsorção ou dessorção de íons entre a partícula sólida e a solução
circundante.
As partículas coloidais possuem predominantemente cargas negativas, as quais
atraem uma grande quantidade de íons de carga oposta (positiva) presentes na solução,
porém devido as dimensões das superfícies das partículas, apenas um número limitado de
íons positivos consegue ser adsorvidos. Esta adsorção faz com que os íons adsorvidos
permaneçam de maneira rígida sobre a superfície da partícula, dando origem à denominada
camada compacta ou camada de Stern.
Quando íons negativos aproximam-se da camada compacta, atraem consigo
alguns íons positivos, resultando na formação da camada difusa, que engloba a camada
compacta, na realidade, a camada difusa resulta da atração de íons positivos, repulsão
eletrostática de íons negativos e difusão térmica.
O conjunto das camadas, compacta e difusa, resulta na denominada dupla camada
elétrica (Pavanelli, 2001).
A Figura 4 ilustra a configuração esquemática da dupla camada elétrica.
25
Figura 4 – Configuração esquemática da dupla camada elétrica
Fonte: Di Bernardo
3.1.5.3. TEORIA DLVO
Na ciência dos colóides é fundamental citar a teoria DLVO originada das
pesquisas dos cientistas russos Derjaguin e Landau e dos cientistas holandeses Verwey e
Overbeek. Esta teoria sugere que a estabilidade de uma suspensão coloidal pode ser
descrita pela interação total resultante das contribuições das interações atrativas (força de
van der Walls) e repulsivas (forças da DCE). Assim, pela teoria DLVO, para se ter uma
suspensão estável é necessário que as forças de interações repulsivas superem as forças de
atração de van der Walls. Desta forma, para curtas ou longas distâncias (Figura 5) sempre
o efeito entre as partículas é atrativo; no entanto, a partir de uma distância “d” da superfície
da partícula, a repulsão predomina em certo intervalo de distância (Pavanelli, 2001).
26
Figura 5 – Energia potencial de interação entre as partículas coloidais
Fonte: Cepis, 1984
3.1.6. MECANISMOS DE COAGULAÇÃO
A história da separação das impurezas em dispersões coloidais da água
(coagulação) é antiga. No Egito, farinhas de favas e de amendoim já eram utilizadas para
remoção das partículas coloidais. Na Índia eram usadas nozes moídas e, na China, o alume,
um sulfato duplo de alumínio e potássio. Esse último é o verdadeiro precursor dos
modernos coagulantes minerais. Em 1853, na Inglaterra, J. Simpson fez as primeiras
tentativas de coagulação em grande escala com sulfato de alumínio. A primeira patente, no
entanto, foi em 1885 por Isaiah Hyatt nas instalações dos Departamentos de Água Potável
das cidades de Somerville e Ravidan, em Nova Jersey.
A coagulação corresponde à desestabilização da dispersão coloidal, obtida por
redução das forças de repulsão entre as partículas com cargas negativas, por meio da
27
adição de produto químico apropriado, habitualmente com sais de ferro ou de alumínio ou
de polímeros sintéticos, seguidos por agitação rápida, com o intuito de homogeneizar a
mistura.
Os principais mecanismos que atuam na coagulação são: compressão de camada
difusa; adsorção e neutralização; varredura; e adsorção e formação de pontes (Pavanelli,
2001).
3.1.6.1. COMPRESSÃO DA CAMADA DIFUSA
Esse mecanismo de coagulação ocasiona a desestabilização das partículas
coloidais através da adição de íons de carga contrária. Segundo Di Bernardo (1993), já em
1900, Schulze e Hardy, por meio das teorias de Derjaguin, Landau, Verwey e Overbeek-
DLVO, mostraram que quanto maior a carga do íon positivo, menor a quantidade requerida
para a coagulação. Ao desestabilizar colóides negativos, as concentrações molares dos
metais Na+, Ca++, Al+++ variam de 1000: 10: 1. Este fenômeno é explicado pela grande
concentração de cargas positivas que causam excesso de íons na camada difusa, fazendo
com que reduza o volume de sua esfera para manter-se eletricamente neutra (ver Figuras 5
e 6), reduzindo o potencial elétrico (Potencial Zeta) e predominando a força de van der
Waals.
Neste mecanismo pode-se citar como exemplo o encontro de água doce de rios
com pequena força iônica que ao desaguar o seu efluente e misturar-se com a água no mar,
promove a formação de depósitos neste encontro (Pavanelli, 2001).
De acordo com Di Bernardo (1993), vale o destaque de dois aspectos:
• A quantidade de eletrólitos para conseguir a coagulação é praticamente
independente da concentração de colóides na água.
• Não é possível causar a reversão de carga dos colóides (reestabilização) para
quaisquer quantidades de eletrólitos adicionados.
3.1.6.2. ADSORÇÃO E NEUTRALIZAÇÃO DE CARGA
28
Na dispersão coloidal, ao adicionar-se o coagulante, ocorre interações entre
coagulante-colóide, coagulante-solvente e colóide-solvente.
Segundo Mendes (1989), algumas espécies químicas são capazes de serem
adsorvidas na superfície das partículas coloidais. Como tais espécies são de carga contrária
à da superfície dos colóides, ocorrerá à desestabilização. Esta desestabilização é causada
pelo coagulante em dosagens bem inferiores às do mecanismo da dupla camada.
Conforme Di Bernardo A. S. (2001), existem três diferenças principais
relacionados com os mecanismos de compressão da camada difusa e o de adsorção e
neutralização de carga:
• Como já citado, a desestabilização dos colóides ocorre com dosagens bem
inferiores.
• Existe uma relação estequiométrica entre a concentração dos colóides e a
quantidade necessária de espécies desestabilizantes por adsorção.
• É possível a reversão de carga superficial das partículas coloidais através de
superdosagem de espécies adsorvíveis.
Para Di Bernardo (1993), este mecanismo deve ser utilizado em estações de
tratamento de água cujo processo, após coagulação, seja a filtração direta, pois as
partículas desestabilizadas ficarão retidas no interior do meio filtrante da unidade de
filtração.
3.1.6.3. VARREDURA
Neste mecanismo, segundo Di Bernardo (1993), conforme a quantidade de
coagulante (sal), do pH da mistura e da concentração de alguns tipos de íons presentes na
água, poderá ocorrer a formação de precipitados como Al(OH)3p, Fe(OH)3p, ou outros,
dependendo do coagulante empregado.
O mecanismo da varredura vem sendo bastante empregado em estações de
tratamento de água do tipo completa, sendo esta com floculação/sedimentação antecedendo
à filtração. Os flocos formados são maiores do que aqueles formados pela adsorção e
neutralização de cargas; consequentemente, suas velocidades de sedimentação são maiores.
29
3.1.6.4. ADSORÇÃO E FORMAÇÃO DE PONTES
Segundo Mendes (1989), este mecanismo È desenvolvido por intermédio da
utilização de compostos orgânicos (polímeros) sintéticos ou naturais, utilizados como
coagulantes; podem apresentar sítios ionizáveis ao longo de suas cadeias, podendo ser
classificados como catiônicos, aniônicos, anfóteros.
Para Mendes (1989), pode ser explicado o comportamento dos polímeros como
coagulantes, baseando-se na sua adsorção à superfície das partículas coloidais, seguida
pela redução da carga ou pelo entrelaçamento das partículas nas cadeias do polímero.
Como citado por Di Bernardo A.S. (1993), pesquisa com esses compostos têm
mostrado que é possível a desestabilização de colóides (com cargas negativas) tanto com
polímeros catiônicos como aniônicos. Desta maneira, tanto o mecanismo da compressão da
camada difusa como o de adsorção e neutralização de cargas, não podem caracterizar o
mecanismo de adsorção e formação de pontes.
3.1.6.5. DIAGRAMA DE COAGULAÇÃO
Amirtharajah & Mills (1982) desenvolveram o diagrama de coagulação para o
sulfato de alumínio (Figura 6), considerando dosagens de Al2(SO4)3. 14,3 H2O versus pH
da mistura. Podem-se notar regiões distintas para diferentes mecanismos de coagulação,
seja na adsorção e neutralização de cargas, na varredura, ou na combinação de ambas.
Na região de coagulação por varredura ocorre excessiva formação de precipitados
de hidróxido de alumínio, cujas partículas coloidais estão aprisionadas. Esta região é
recomendada para ETA com tratamento completo, pois os flocos são densos e ficam
retidos no decantador (Pavanelli, 2001).
30
Figura 6 – Diagrama de coagulação (típico) com o sulfato de alumínio para remoção de
turbidez
Fonte: Amirtharajah, 1989
REGIÃO 1
Nesta região pode ocorrer a neutralização de carga das partículas coloidais pelas
espécies hidrolisadas de alumínio, que são adsorvidas na superfície dos colóides. Com o
pH no valor aproximado de 4,7, o potencial zeta se aproxima de zero, e a dosagem de
sulfato de alumínio poderá variar entre 5 a 70 mg/L.
31
REGIÃO 2
Esta região com o valor do pH maior do que 4,7, tem o valor do potencial zeta
positivo, e também os colóides se tornam positivos, sendo esta zona caracterizada pela
reestabilização.
A delimitação superior da região de reestabilização inicia-se a região de
desestabilização, que conforme cita Di Bernardo (1993), tem sido atribuído à presença de
íons SO42- e ao aprisionamento dos colóides reestabilizados em complexos de sulfato do
tipo Al(H2O)SO4+.
REGIÃO 3
Segundo Amirtharajah & Mills (1982), esta região tem denominação de “corona”,
com dosagens compreendidas entre 3 e 30 mg/L, sendo a região ideal para coagulação
quando se tem filtração direta. Nesta região é que o valor do potencial zeta atinge seu
máximo.
Quando o valor de pH está em torno de 6,9 e dosagem de coagulante 10 mg/L, e o
valor do potencial zeta aproxima-se de zero.
REGIÃO 4
Nesta região, onde predomina a coagulação pelo mecanismo da varredura, com
pH variando no intervalo de 5,5 a 9 e dosagens acima de 30 mg/L, ocorre a formação de
precipitados de hidróxidos de alumínio, juntamente com as partículas coloidais
aprisionadas aos mesmos. A tecnologia de tratamento para esta região é do tipo com
estações completas, ou seja, com decantadores antecedendo aos filtros, pois os flocos
obtidos são de tamanho maior quando comparado aos flocos das outras regiões, sendo
facilmente removidos pelos decantadores.
3.1.7. COAGULANTES NATURAIS
32
O interesse pelo estudo de coagulantes naturais para clarificar água não é uma
idéia atual.
Em vários países asiáticos, africanos e sul-americanos, inúmeras plantas estão
sendo utilizadas como coagulantes/floculantes naturais.
O homem tem buscado na biodiversidade dos recursos naturais um coagulante
natural, biodegradável, para a clarificação de água bruta, que apresente baixa toxicidade e
seja de uso simples, barato e de fácil obtenção e aplicação (Silva, 2005).
Os coagulantes de origem orgânica conhecidos universalmente como
polieletrólitos, são representados por compostos constituídos de grandes cadeias
moleculares, dotados de sítios com cargas positivas ou negativas (Borba, 2001). Porém,
apenas os polieletrólitos catiônicos, ou seja, que apresentam cargas positivas podem ser
utilizados sem a aplicação do coagulante primário (Spinelli, 2001).
Por outro lado, a presença de um polieletrólito orgânico natural na água, pode
aumentar o teor de matéria orgânica e causar o aparecimento de sabores desagradáveis e
odores ruins, caso essa matéria orgânica não seja eliminada durante as fases da
coagulação/floculação, sedimentação e desinfecção (Silva, 2005).
3.1.7.1. MORINGA OLEIFERA
A Moringa oleifera é uma espécie perene, da família Moringaceae, originária do
nordeste indiano, amplamente distribuída na Índia, Egito, Filipinas, Ceilão, Tailândia,
Malásia, Burma, Pasquitão, Singapura, Jamaica e Nigéria (Pio Côrrea, 1984; Duke, 1987
apud Gallão et al., 2006). Tal planta foi introduzida no Brasil no início do século passado
como planta ornamental, porém seu uso como coagulante só teve inicio em 1996, com a
vinda de Dra Samia Al Azharia Jahn, que em visita ao Nordeste brasileiro orientou um
workshop em Pernambuco e fez palestras em diferentes lugares do país divulgado tal
planta (Borba, 2001). Suas sementes são bastante utilizadas na clarificação de águas turvas
em diversas regiões carentes do planeta, como no Sudão, outros países da África, no
Nordeste brasileiro, entre outros (Borba, 2001).
A propriedade coagulante/floculante das sementes esta relacionada à presença de
proteínas catiônicas hidrossolúveis.
Comparando solução à base de sementes de Moringa oleifera com sulfato de
alumínio Ndabigengesere & Narasiah (1998) verificaram que o uso de Moringa oleifera
33
não promove alterações significativas nos valores de pH da água, sendo que este
permaneceu na faixa de 7,6 para as diversas dosagens testadas. No caso do sulfato de
alumínio houve uma redução no valor do pH de 7,6 para 4,2. No que se refere à redução de
turbidez a Moringa oleifera apresentou eficiência similar ao sulfato de alumínio
(Ndabigengesere et al. 1995; Ndabigengesere & Narasiah, 1998; Amagloh & Benang,
2009).
Bergamasco et al. (2009) utilizando somente Moringa oleifera e Moringa oleifera
associada à PCA (politereftalato de etileno) verificaram que a concentração de alumínio na
água tratada era de 0,1 mg L-1 para as duas situações. Com a utilização isolada de PCA este
valor foi 0,7 mg L-1. Considerando que a Portaria 2.914/2011 do Ministério da Saúde
recomenda como valor máximo 0,2 mg L-1, a água tratada com PAC apresenta níveis de
alumínio bastante superior ao recomendado.
Apesar das diversas vantagens relacionadas à sua utilização, o uso de solução à
base de Moringa oleifera não purificada pode conferir presença de matéria orgânica e
nutrientes na água tratada (Ndabigengesere & Narasiah, 1998; Okuda et al., 2001) devido
a presença de outras substâncias além de proteínas como carboidratos, lipídeos e
outras substâncias orgânicas e inorgânicas (Ghebremichael et al., 2005) que podem
permanecer na água após o tratamento.
3.1.7.2. TANINO
Taninos são compostos polifenólicos encontrados em uma grande variedade de
plantas superiores, com características adstringentes e tradicionalmente utilizadas na
indústria do couro como agentes de curtimento, um dos mais antigos processos de
transformação utilizados pelo homem. A conceituação química mais primitiva de taninos
resume-se na definição destas substâncias como sendo "substâncias orgânicas de extrato
vegetal capazes de precipitar proteínas".
Este conceito vem resistindo até os dias atuais, quando ainda se utiliza desta
propriedade para identificar como "taninos", dentre as frações fenólicas de um extrato,
aquelas substâncias que tenham a capacidade exclusiva de precipitar proteínas.
Uma divisão clássica e principal é a que dividem os taninos em dois grandes
grupos, quais sejam; taninos condensados e taninos hidrolisáveis. Ambos são substâncias
com estrutura polimérica, sendo o primeiro grupo de constituição flavonoídica e o segundo
34
grupo formado pela esterificação de ácidos fenólicos - basicamente de ácido gálico - com
polióis (açúcares, quase exclusivamente). A denominação “hidrolisáveis” deve-se à
facilidade de “hidrólise” das ligações do tipo éster. As ligações C-C dos taninos
condensados são mais dificilmente rompidas. Porém, os anéis polihidroxilados conferem, a
ambos os grupos, propriedades muito semelhantes quanto à capacidade de complexação de
substâncias orgânicas e metais.
A utilização de taninos catiônicos em substituição aos tradicionais agentes
coagulantes minerais ou sintéticos, como agentes coagulantes e floculantes no tratamento
de águas, teve início em escala experimental há mais de cinquenta anos. Há
aproximadamente vinte anos conseguiram-se produtos com estabilidade e desempenho
satisfatórios (comparáveis aos minerais, como o sulfato de alumínio) e ainda, nos últimos
anos, produtos que aliam além destas características, uma relação custo/benefício adequada
ao mercado, ocorrendo um incremento significativo nos volumes comercializados.
O desenvolvimento deste produto, substituto dos sais metálicos normalmente
utilizados para tratamento de água, iniciou no Brasil no ano de 1982, quando se buscava
uma utilização alternativa para os taninos àquelas tradicionais da indústria do couro.
Objetivou ofertar comercialmente um agente coagulante/floculante que
apresentasse características distintas dos produtos inorgânicos tradicionalmente utilizados,
com origem em fontes renováveis, ao contrário dos tradicionais sais metálicos que
possuem origem mineral, ou ainda aos produtos sintéticos. Outra característica buscada foi
a biodegradabilidade, para que, após a sua utilização, o produto se incorporasse aos lodos
gerados durante o processo de coagulação/floculação/sedimentação e acabasse sendo
degradado pelos processos biológicos que normalmente ocorrem nas etapas
posteriores ao tratamento de efluentes. Essa característica é facilitada pela presença de
açúcares na composição original dos taninos, originados da planta e incorporados ao
produto durante o processo de extração.
Além destas características, outra tem demonstrado ser de importância para a sua
utilização, principalmente para águas de abastecimento ou ainda em efluentes industriais
que possuam pH entre 6,0 e 8,0. Nestes casos não se faz necessária a correção posterior do
pH, uma vez que, ao contrário dos sais metálicos, taninos catiônicos já possuem carga
catiônica e não consomem a alcalinidade do meio durante a sua ação. (Cruz, 2004)
Ainda, o reagente é compatível com o tratamento biológico associado, por ser não
tóxico e biodegradável (TANAC, 2003). Como é efetivo em uma ampla faixa de pH,
normalmente elimina o uso de alcalinizantes, como a soda ou cal, o que proporciona uma
35
redução no volume de lodo a ser descartado. Além disto, ajuda a eliminar parte do odor
desagradável proveniente das estações de tratamento de efluentes, originado em boa parte
pela ação dos microrganismos, associados a grande quantidade de sulfato adicionada na
etapa de coagulação/floculação. Este sulfato é reduzido a sulfeto, provocando o mau
cheiro. (Cruz, 2004)
Os trabalhos encontrados na literatura com referência ao uso de taninos como
agentes para coagulação/floculação em tratamento de águas e efluentes bem como algumas
das experiências da TANAC S.A serão a seguir relatadas.
Ozacar e Sengil (2000, 2003a) estudaram o efeito de taninos aniônicos de Valonia
(com composição contendo 53,5 % de taninos hidrolisáveis) como agente auxiliar para a
coagulação com sulfato de alumínio em substituição a um polímero aniônico sintético
usado no tratamento de águas. Os autores demonstraram que o tanino se mostrou mais
eficiente que o polieletrólito sintético NA 913 e que o uso do tanino significativamente
reduziu as doses requeridas de sulfato de alumínio e que houve uma melhora nas
propriedades de filtração do lodo gerado.
Ozacar e Sengil (2003b) também estudaram o efeito da adição de tanino de
Valonia como auxiliar da coagulação de sulfato de alumínio na remoção de fósforo.
Comprovaram que o uso conjunto desses dois reagentes remove mais fósforo que somente
o uso de sulfato de alumínio.
Também têm sido publicados alguns trabalhos em relação à capacidade dos
taninos em adsorverem metais pesados, entre os quais urânio, cromo e chumbo (Sakaguchi
e Nakajima, 1994; Nakano et al, 2001; Zhan e Zhao, 2003).
Zhan e Zhao (2003) pesquisaram a adsorção de chumbo em um tanino
condensado através de experimentos em batelada. Valores de acumulação de até 114,9 mg
de chumbo por grama de tanino foram encontrados, mostrando que o tanino oferece
condições favoráveis para a remoção de chumbo de águas ácidas.
A TANAC S.A., Empresa sediada em Montenegro, no Estado do Rio Grande do
Sul, também relata experiências com sucesso do uso de tanino catiônico no tratamento de
águas, esgotos e efluentes industriais (TANAC, 2003), alguns dos quais serão a seguir
exemplificado.
Exemplo 1 - Uso como auxiliar de coagulação em Estação de Tratamento de Água
(ETA)
36
O coagulante a base de tanino foi testado em uma estação de tratamento de água
no estado do Rio Grande do Sul como auxiliar de coagulação, um resumo das
características do sistema e dos resultados encontram-se na Tabela 5. Esta estação
apresentava problemas em relação à presença de alumínio residual na água tratada.
Tabela 5 – Uso do tanino catiônico como auxiliar de coagulação em uma Estação de
Tratamento de Água
Características da água bruta
Vazão pH Turbidez Cor Mat. Orgânica
500 L/s 6,4 30 uT 250 uC 12 mg/L
Comparação dos tratamentos
Tratamentos Coagulante Dosagem Auxiliar na coagulação Dosagem
Convencional Al2(SO4)3 40 mg/L - Zero
Modificado Al2(SO4)3 27 mg/L Tanino catiônico 2 mg/L
Características da água após tratamento
Tratamentos Al residual Turbidez Mat. Orgânica
Convencional 0,64 mg/L 2,9 uT 3,55 mg/L
Modificado 0,18 mg/L 1,53uT 3,65 mg/L
Fonte: TANAC, 2003
Como principais vantagens do uso do tanino em relação ao coagulante inorgânico
metálico utilizado pode-se observar:
Redução do consumo de sulfato de alumínio na ordem de 31,6%;
Redução do consumo de alcalinizante (cal hidratada) na ordem de 42,8 %;
Redução de 72 % do alumínio residual;
Geração de lodo com menores teores de alumínio;
Melhora na eficiência de coagulação.
Exemplo 2 - Utilização do coagulante à base de tanino como coagulante primário
em estação de tratamento de águas
Uma Estação de Tratamento de Água, localizada em um Município do interior de
São Paulo com 80.000 habitantes, com capacidade para tratar 9.600 m3/dia, enfrentava
grandes dificuldades em relação a presença de residual de ferro na água tratada. Isso
37
ocasionava cor amarelada na água que gerava muitas reclamações pelos consumidores. O
tratamento convencional com sulfato de alumínio não reduzia o ferro aos índices
desejados, cujos resultados estão na Tabela 6.
O coagulante a base de tanino foi testado como coagulante único em bancada e
posteriormente aplicado na planta, visando a eliminação do consumo de sulfato de
alumínio e a consequente redução do residual de ferro na água tratada.
Tabela 6 – Uso do tanino catiônico como coagulante primário em ETA
Características da água bruta
Vazão pH Turbidez Cor Ferro
111 L/s 6,4 16 uT 121 uC 1,70 mg/L
Comparação dos tratamentos
Coagulante Dosagem Correção pH Dosagem Desinfecção Dosagem
Al2(SO4)3 17,0 mg/L Ca(OH)2 4,0 mg/L Cloro gás 3,0 mg/L
Tanino catiônico 5,60 mg/L Ca(OH)2 Zero Cloro gás 1,5 mg/L
Características da água após tratamento
Tratamentos Fe residual Turbidez Cor
Al2(SO4)3 1,20 mg/L 1,0 uT 8 uC
Tanino catiônico 0,05 mg/L 0,63 uT 2 uC
Fonte: TANAC, 2003
Como principais vantagens do uso do coagulante a base de tanino em relação ao
coagulante inorgânico metálico utilizado pode-se citar:
Eliminação do consumo de sulfato de alumínio;
Eliminação do consumo de alcalinizante (cal hidratada);
Redução de 50% do consumo de cloro gasoso em relação aos valores do tratamento
convencional;
Geração de lodo quase isento de alumínio;
Melhora na eficiência de coagulação/floculação;
Satisfação dos consumidores e tranqüilidade ao Departamento de Água;
Operação simplificada, dosagem de produto único;
Eliminação de mão de obra na preparação de insumos e redução de consumo de energia elétrica.
38
3.2. IMPORTÂNCIA DA ÁGUA NA SAÚDE
Nos países em desenvolvimento, onde ainda pode-se encontrar áreas urbanas
densamente povoadas com precárias condições de saneamento básico, a água é responsável
por um grande número de doenças de veiculação hídrica como, por exemplo, febre tifóide,
cólera, salmonelose, shigelose e outras gastroenterites, poliomielite, hepatite A,
verminoses, amebíase e giardíase, que têm sido responsáveis por vários surtos epidêmicos
e pelas elevadas taxas de mortalidade infantil, relacionadas à água de consumo humano
(Leser, et al, 1985).
No Brasil, estima-se que 60 % das internações hospitalares estejam relacionadas
às deficiências do saneamento básico, que geram outras consequências de impacto
extremamente negativo para a qualidade e a expectativa de vida da população. Estudos
indicam que cerca de 90 % dessas doenças se devem à ausência de água em quantidade
satisfatória ou à sua qualidade imprópria para consumo. Em muitas localidades brasileiras
tem sido comum a distribuição de água que não atende ao padrão de potabilidade vigente
no país. Além de problemas operacionais, a escolha inadequada da tecnologia adotada no
projeto da estação de tratamento de água (ETA) acarreta sérios prejuízos à qualidade da
água produzida (Di Bernardo, et al, 2002).
Apesar de todos os esforços para armazenar e diminuir o seu consumo, a água está
se tornando, cada vez mais, um bem escasso, e sua qualidade se deteriora cada vez mais
rápido (Freitas, et al, 2001).
A disposição de efluentes industriais contendo metais pesados em fontes hídricas
é o maior fator antropogênico, responsável pela poluição em vários ambientes aquáticos. A
natureza geoquímica do solo é importante fator causal de poluição por metais,
particularmente em fontes de águas subterrâneas. Metais pesados em água persistem por
mais tempo que poluentes e percolam da superfície para a camada subterrânea de água
(Pathak, et al., 1994).
A presença de metais no sistema de distribuição de água podem ter origem na
variabilidade da qualidade da água do sistema de distribuição ou estar relacionada a esse
fato. Duas origens podem ser indicadas: a primeira diz respeito ao próprio sistema que
fornece o metal, principalmente por meio de corrosão química ou microbiológica; a
segunda fonte diz respeito à origem da água que entra na estação de tratamento, onde
39
principalmente alumínio e ferro formam compostos utilizados no processo de coagulação
cujo objetivo é a remoção de partículas em suspensão na água que aflui para a estação de
tratamento. Metais na água são absorvidos pelo organismo humano através do trato
gastrointestinal. Esta absorção pode ser afetada pelo pH, pelas taxas de movimentação no
trato digestivo e pela presença de outros materiais; combinações particulares desses fatores
podem contribuir para fazer a absorção de metais ser muito alta ou muito baixa no homem.
Os efeitos tóxicos dos metais podem expressar-se de forma aguda ou crônica. Dentre os
mecanismos de toxicidade dos metais estão incluídas as interações com sistemas
enzimáticos, interações com membranas celulares e efeitos específicos sobre certos órgãos
e sobre o metabolismo celular em geral (Goyer, 1986).
3.2.1. ALUMÍNIO E SAÚDE HUMANA
O alumínio é o terceiro elemento mais abundante da crosta terrestre, sendo
precedido apenas pelo silício e pelo oxigênio (Rochow, 1987). No homem, sua toxidade
está reconhecidamente associada a várias complicações clínicas, destacando-se nestas,
disfunções neurológicas como o mal de Alzheimer (Luckey e Venugopal, 1977; Greger et
al, 1985; Alfrey, 1986; Edwardson et al, 1986; Fimreite et al, 1997; Roberts et al, 1998). O
alumínio está ainda envolvido com a mobilização do fosfato ósseo (Oniwanwa, et al,
1997).
No homem, a concentração plasmática usual de alumínio é de aproximadamente 5
µg.L-1, sendo seu maior carreador a transferrina (Alfrey, 1986). As diversas fontes de
alumínio, para o homem incluem, o ar atmosférico, desodorantes antitranspirantes,
cosméticos, aditivos alimentares, chá, e a própria água consumida. Medicamentos como
antiácidos, contendo hidróxido de alumínio, podem também contribuir para um aumento
na ingestão de alumínio pelos usuários destas drogas (Liukkonen-Lilja e Pieppone, 1992;
Aikoh e Nishio, 1996; Fimreite, et al, 1997).
Por outro lado, pacientes com insuficiência renal crônica estão constantemente
expostos a altos níveis de alumínio através da água utilizada na diálise e, muitos destes
apresentando efeitos decorrentes desta exposição: anemia, osteomalácia e encefalopatia
(Alfrey, 1986; Edwardson, et al, 1986; Fimreite, et al, 1997; Roberts, et al, 1998).
As concentrações de alumínio nos alimentos é tipicamente baixa, usualmente
inferior a 5 mg.kg-1, e sua ingestão diária varia de 3 a 36 mg. Apesar disto, a indústria de
40
alimentos, mediante a utilização de determinados aditivos alimentares, pode aumentar
claramente a quantidade de alumínio nos alimentos processados (Alfrey, 1986; Liukkonen-
Lilja e Pieppone, 1992; Aikoh e Nishio, 1996). Assim sendo, o conteúdo de alumínio nos
alimentos apesar de pequeno torna-se suscetível a variações.
Sua concentração mais elevada é encontrada em conservas de picles e de queijos,
além do fermento. Portanto, dependendo dos hábitos alimentares individuais, a ingestão de
alumínio pode ser mais elevada do que a média estimada. Outra fonte de ingestão deste que
geralmente é desconsiderada é a água. Um levantamento norte-americano mostrou que a
água consumida pela população contém em média de 2 a 4 mg.L-1 (Alfrey, 1986).
Apesar da concentração de alumínio na água ser controlada por aspectos
organolépticos, existe um considerável debate no círculo médico relatando o papel deste
metal na incidência do mal de Alzheimer, que é uma doença cerebral degenerativa de
etiologia desconhecida caracterizada pela presença de um grande número de estruturas
neurofíbrilares e placas senis em certas regiões do cérebro (Perl, 1988).
O alumínio é um composto neurotóxico que, em longo prazo, pode causar
encefalopatia grave em pacientes que sofrem diálise renal, podendo levar a distúrbios
neurológicos. A natureza da associação entre os depósitos de alumínio no cérebro, a
neuroquímica da formação de placas e o mal de Alzheimer ainda é motivo de
investigações. No entanto, em virtude da presença de alumínio em água potável ser mais
prontamente disponível para absorção biológica que outras fontes, assumiu-se que o
alumínio em água potável teria um efeito desproporcional sobre o mal de Alzheimer
(Reiber, et al, 1995).
3.3. TRATAMENTO DE ÁGUA DE ABASTECIMENTO
3.3.1. ETAPAS DO PROCESSO DE TRATAMENTO
3.3.1.1. COAGULAÇÃO
41
De acordo com Di Bernardo (1993), em função principalmente da dosagem de
coagulante, do pH da mistura e da concentração de alguns tipos de íons na água, poderá
ocorrer a formação de precipitados. As partículas coloidais presentes comportam-se como
núcleos de condensação para esses precipitados, que, desta forma, são removidos por
sedimentação. Com sais de ferro e alumínio podem ser formados os precipitados
Al(OH)3(p) e Fe(OH)3 (p).
O mecanismo de varredura é muito utilizado nas estações de tratamento de água
em que se têm floculação e sedimentação antecedendo a filtração, pois os flocos resultantes
são maiores e apresentam velocidades de sedimentação relativamente altas, se comparadas
com os flocos obtidos com a coagulação realizada no mecanismo de adsorção-
neutralização. Esse mecanismo de coagulação também é adotado quando a clarificação é
feita pela flotação (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.1.2. MISTURA RÁPIDA
Nas ETAs, a coagulação é realizada na unidade de mistura rápida, podendo ser
hidráulica ou mecanizada. É interessante que seja devidamente analisada a unidade de
mistura rápida em cada caso, pois há grande diversidade entre os tipos comumente
hidráulico (vertedor parshall ou retangular), injetores (tubos providos de orifícios) em
tubulações forçadas ou em canais de água bruta, câmaras providas de agitadores
mecanizados com diferentes tipos de rotores, etc. É possível a obtenção das condições de
mistura (gradiente de velocidade G e tempo de agitação T) que ocorrem em uma ETA ao
realizar ensaios em equipamento de Jart Test ou de Floteste. Para cada ETA, há uma
combinação de G e T no equipamento de Jar Test ou de Floteste que reproduz
aproximadamente a mistura do coagulante em escala real. Os parâmetros T e G dependem
significativamente do mecanismo dominante de coagulação, tipo de coagulante químico,
qualidade da água bruta, etc. Nas unidades hidráulicas, o valor de T resulta geralmente
inferior a 1 s, porém, em unidades mecanizadas, pode alcançar até 30 s, enquanto o valor
de G que otimiza o processo pode variar de 200 até 2000 s (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.1.3. FLOCULAÇÃO
42
Após a coagulação, é necessária agitação relativamente lenta, com o objetivo de
proporcionar encontros entre as partículas menores para formar agregados maiores ou
flocos. Com o aumento do tamanho dos flocos, as forças de cisalhamento podem causar
sua ruptura. A agregação e a ruptura ocorrem simultaneamente, conduzindo a uma
condição de distribuição de tamanho dos flocos (Di Bernardo, 1993).
Nas ETAs, floculação corresponde à etapa em que são fornecidas condições para
facilitar o contato e a agregação de partículas previamente desestabilizadas por coagulação
química, visando à formação de flocos com tamanho e massa específica que favoreçam sua
remoção por sedimentação, flotação ou filtração direta. A eficiência da unidade de
floculação depende do desempenho da unidade de mistura rápida, a qual é influenciada por
fatores como tipo de coagulante, pH de coagulação, temperatura da água, concentração e
idade da solução de coagulante, tempo (T) e gradiente de velocidade (G) de mistura rápida,
tipo e geometria do equipamento de floculação e qualidade da água bruta. O desempenho
das unidades de mistura rápida e de floculação influi na qualidade da água clarificada
produzida na ETA e, consequentemente, na duração da filtração. A floculação pode ser
realizada em unidades hidráulicas ou mecanizadas. As unidades hidráulicas podem ser do
tipo chicanas com escoamento vertical (ascendente e descendente) ou horizontal, de meio
granular fixo (geralmente pedregulho) ou de meio granular expandido (esferas de material
com baixa massa específica), de malhas localizadas em canais, etc. Nas unidades
mecanizadas, os agitadores podem ser de eixo vertical ou horizontal e os rotores podem ser
de paletas paralelas ou perpendiculares ao eixo, ou do tipo turbina. Em geral, tanto no caso
da floculação hidráulica quando da mecanizada, são utilizados canais ou câmaras em série
(normalmente superior a 3), para que seja possível iniciar a floculação com gradiente de
velocidade mais elevado e reduzi-lo no final dessa operação. Para cada ETA, há uma
combinação de G e T no equipamento de Jar Test ou de Floteste que reproduz
aproximadamente essa operação em escala real. Os parâmetros G e T dependem de vários
fatores, destacando-se o mecanismo de coagulação, tipo de coagulante, qualidade da água
bruta, uso de auxiliares, etc. Em geral, o valor de G, varia de 10 a 60 s-1, enquanto T pode
resultar entre 10 e 40 min (Di Bernardo, et al, 2002).
Em estudo realizado por Mendes (1989), em reator estático, em dez tipos de
águas naturais e sintéticas, constatou-se que, para cada tempo de floculação, havia um
único gradiente de velocidade com o qual se obtinha maior remoção de cor ou de turbidez
da água bruta por sedimentação. O pesquisador observou também que o gradiente de
43
velocidade ótimo de floculação (G) diminuía à medida que aumentava o tempo de
floculação. Nos ensaios em reator estático, é possível calcular o gradiente de velocidade
ótimo quando o mesmo é mantido constante durante o período de floculação, o que difere
da metodologia apresentada por Pádua (1994), que teve por finalidade determinar os
gradientes de velocidade ótimos quando os mesmos variam nas câmaras em série ou nos
canais da unidade de floculação com escoamento contínuo das ETAs. Pádua et al. (1998)
desenvolveram uma metodologia para determinar os gradientes de velocidade em unidades
de floculação com escoamento contínuo a partir da execução de ensaios em reator estático.
A metodologia proposta requer a realização de ensaios de coagulação-floculação-
sedimentação (flotação) em reator estático sob diferentes condições de tempo de agitação e
de gradiente de velocidade de floculação, de modo a serem obtidos resultados como os
apresentados na Tabela 7, os quais se referem a uma água coagulada com sulfato férrico no
mecanismo da varredura. Além da qualidade da água bruta, o tipo de coagulante, sua
dosagem e o pH de coagulação, assim como a velocidade de sedimentação, o uso de
polímero e demais condições de mistura rápida, influem no resultado dos ensaios de
floculação, de modo que os mesmos devem ser realizados para cada situação particular.
Tabela 7 – Turbidez remanescente em função do gradiente de velocidade médio e do
tempo de floculação após ensaios de coagulação-floculação-sedimentação em reator
estático
Tempo de Floculação
(min)
Turbidez Remanescente (uT) - Vs = 3,5 cm/min
G1
20 s-1
G1
30 s-1
G1
40 s-1
G1
55 s-1
G1
70 s-1
5,0 22,0 18,0 14,0 8,4 18,0
7,5 8,6 5,5 5,7 6,2 7,3
10,0 4,8 3,5 3,9 4,3 9,0
15,0 2,7 2,2 4,2 6,7 15,0
20,0 1,4 1,5 4,0 6,9 13,0
30,0 1,3 2,5 9,0 9,2 16,0
45,0 1,2 3,2 6,2 15,0 16,0
44
60,0 2,2 3,5 4,0 7,0 7,4
Fonte: Pádua, et al, 1998
3.3.1.4. SEDIMENTAÇÃO E FLOTAÇÃO
A sedimentação é o fenômeno físico em que as partículas em suspensão
apresentam movimento descendente em meio líquido de menor massa específica, devido à
ação da gravidade, enquanto a flotação caracteriza-se pela ascensão das partículas
suspensas e pela aderência de microbolhas de ar às mesmas, tomando as de menor massa
específica que o meio onde se encontram (Di Bernardo, et al, 2002).
A ocorrência de sedimentação ou de flotação das partículas suspensas propicia a
clarificação do meio líquido, ou seja, operação de separação das fases sólida e líquida (Di
Bernardo, 1993).
A decantação pode ser convencional, em unidades de escoamento horizontal, de
manto de lodos, em unidades de escoamento vertical ascendente, ou de alta taxa (em
unidades providas de placas ou de módulos tubulares). A flotação pode ser realizada em
unidades retangulares ou cilíndricas, sendo o efluente clarificado encaminhado aos filtros.
Porém, ultimamente, tem sido mais comum o projeto e a construção de novas ETAs com a
técnica da floto-filtração, ou seja, há clarificação e filtração na mesma unidade.
Independentemente do tipo de unidade de decantação ou de flotação, ocorrem diversos
fatores que reduzem a eficiência da sedimentação ou da flotação, destacando-se a má
distribuição da vazão total entre unidades em paralelo e, na seção transversal de uma
mesma unidade ou na área coberta por módulos tubulares ou placas, coleta desuniforme da
água clarificada, curto-circuito hidráulicos, ação de ventos, formação de correntes de
origem térmica ou de densidade, equipamento e método inadequado de extração de lodo,
etc. A avaliação hidrodinâmica (especialmente de curto-circuito) de uma unidade de
decantação ou de flotação pode ser realizada utilizando-se traçadores (por exemplo, cloreto
de sódio), podendo-se determinar zonas mortas e porcentagem do escoamento com mistura
completa ou com escoamento do tipo pistão (Di Bernardo, et al, 2002).
Devido a fatores adversos a sedimentação das partículas nos decantadores ou
flotadores, deve-se relacionar a velocidade de sedimentação (Vs) no ensaio de Jar Test ou a
velocidade de flotação (Vf) no ensaio de Floteste (para as condições de mistura rápida e de
floculação previamente conhecida) com a turbidez (ou cor aparente, ou o número de algas
45
etc.) remanescente do sobre ou subnadante, possibilitando que seja obtida na unidade em
escala real eficiência de remoção semelhante à observada nos reatores estáticos, com
correspondente velocidade de sedimentação ou de flotação. Em geral o valor de Vs ou de
Vf usado no equipamento de laboratório deve ser maior que aquele observado nas unidades
em escala real, pois nestas existem os efeitos negativos anteriormente mencionados. Cabe
ao executor dos ensaios verificar, para diferentes vazões de funcionamento da ETA, qual
valor de Vs ou de Vf deve ser adotado sempre que for necessária a execução de ensaios
em equipamentos de laboratório (Jar Test ou Floteste). Os decantadores convencionais
geralmente são projetados para taxas de escoamento superficial (definidas a partir do valor
de Vs obtido de ensaios em Jar Test compreendidas entre 15 a 60 m.d-1, com tempos
médios de detenção de 2 a 4 h. Os decantadores de alta taxa também são projetados a partir
do valor teórico de Vs definido em Jar Test e da trajetória percorrida pela partícula crítica
no tipo de duto a ser usado (dimensões dos dutos – comprimento, largura e altura –, no
caso de módulos tubulares, e distância entre placas e seu comprimento, no caso de placas
planas paralelas). É conveniente ressaltar que, incorretamente, alguns projetistas referem-
se ao parâmetro taxa virtual de escoamento superficial em decantadores de alta taxa,
definida como a vazão afluente à unidade dividida pela área coberta pelos módulos ou
placas planas paralelas. Para os mesmos valores de vazão e de área, as dimensões dos
dutos ou das placas podem diferir consideravelmente, de forma que o comportamento
hidráulico dos decantadores resultarão totalmente diferentes (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.1.5. FILTRAÇÃO
A filtração consiste na remoção de partículas suspensas e coloidais e de
microrganismos presentes na água que escoa através de um meio granular. Em geral, a
filtração é o processo final de remoção de impurezas realizado em uma ETA e, portanto,
principal responsável pela produção de água com qualidade condizente com o padrão de
potabilidade. Na filtração rápida descendente, com ação de profundidade, as impurezas são
retidas ao longo do meio filtrante, em contra posição à de ação superficial, em que a
retenção é significativa apenas no topo do meio filtrante. Independentemente da condição e
filtração, após certo tempo de funcionamento há a necessidade da lavagem do filtro,
geralmente realizada por meio da introdução de água no sentido ascensional, com
velocidade relativamente alta, para promover a fluidificação parcial do meio granular, com
liberação das impurezas (Di Bernardo, et al, 2002).
46
Em geral, a retenção de impurezas é considerada o resultado de dois mecanismos
distintos, porém complementares: transporte e aderência. Em primeiro lugar, as partículas
devem se aproximar das superfícies dos grãos e, posteriormente, permanecer aderidas a
estes, de modo a resistir às forças de cisalhamento resultantes das características
hidrodinâmica do escoamento ao longo do meio filtrante (Di Bernardo, 1993).
A filtração pode ser realizada com taxa constante ou declinante, dependendo das
características de entrada e de saída das unidades de uma bateria. No caso da filtração com
taxa constante, a filtração pode ocorrer com filtro de água variável ou constante no interior
dos filtros, de forma que equipamentos de controle podem ou não ser necessários. Vários
materiais podem ser empregados como meios filtrantes, porém, tem sido comum o uso dos
seguintes: a) areia convencional (tamanho mínimo dos grãos = 0,30 a 0,42 mm; tamanho
máximo dos grãos = 1,41 a 2,0 mm; tamanho efetivo = 0,40 a 0,55 mm; coeficiente de
desuniformidade entre 1,5 e 1,8; espessura da camada = 0,6 a 0,8 m); b) areia (tamanho
mínimo dos grãos = 0,42 a 0,59 mm; tamanho máximo dos grãos = 1,41 a 2,0 mm;
tamanho efetivo = 0,45 a 0,55 mm; coeficiente de desuniformidade entre 1,5 e 1,8;
espessura da camada = 0,20 a 0,25 m); e antracito (tamanho mínimo dos grãos = 0,71 a
0,84 mm; tamanho máximo dos grãos = 2,0 a 2,4 mm; tamanho efetivo = 0,90 a 1,1 mm;
coeficiente de desuniformidade entre 1,5 e 1,8; espessura da camada = 0,45 a 0,60 m); c)
areia praticamente uniforme (tamanho mínimos dos grãos = 0,84 a 1,19 mm; tamanho
máximo dos grãos = 1,41 a 1,68 mm; tamanho efetivo = 1,0 a 1,2 mm; coeficiente de
desuniformidade 1,1 e 1,2; espessura da camada = 1,0 a 1,2 m); d) a lavagem do meio
filtrante é usualmente realizada com água, porém, sempre são desejáveis ar e água para
manter os grãos isentos de impurezas (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.1.6. DESINFECÇÃO E OXIDAÇÃO
Nem sempre um oxidante age como um desinfetante, embora os desinfetantes
geralmente sejam oxidantes. Os principais oxidantes usados no tratamento de água são:
permanganato de potássio, cloro, dióxido de cloro, ozônio, peróxido de hidrogênio, e
radiação ultravioleta. Com exceção do permanganato de potássio, os demais produtos
também são usados como desinfetantes, eliminando a maior parte dos microrganismos
patogênicos na água. O ozônio é o desinfetante mais eficiente em uso atualmente no
tratamento de água. Quando combinado com o peróxido de hidrogênio, o poder de
47
oxidação e desinfecção é ainda maior. Para obter uma maior eficiência de desinfecção
usando o cloro, deve-se aplica-lo na água com valores de pH menores que 7 (Di Bernardo,
et al, 2002).
3.3.2. TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO
As tecnologias de tratamento de água quimicamente coagulada sem o emprego de
pré-tratamento são mostradas, na forma de diagrama de blocos, na Figura 7.
Figura 7 – Tecnologias de tratamento de água quimicamente coagulada com uso da
filtração rápida
Fonte: Di Bernardo, et al, 2002
Observa-se que na Figura 7 não foram consideradas tecnologias
reconhecidamente sofisticadas para países em desenvolvimento, tais como aquelas em que
são empregadas membranas, oxidantes alternativos ou carvão ativado. É evidente que,
embora não seja mostrado na figura, a desinfecção, a fluoração e a estabilização final, após
a filtração, fazem parte do tratamento. A água quimicamente coagulada pode seguir vários
caminhos até chegar aos filtros, uma vez que a qualidade da água bruta deve ser o fator
decisivo na escolha da tecnologia de tratamento. Em função da qualidade da água bruta,
são descritas, de forma sucinta, as tecnologias e suas características principais (Di
Bernardo, et al, 2002).
48
3.3.2.1. TRATAMENTO EM CICLO COMPLETO
Erroneamente denominado de tratamento convencional, no tratamento em ciclo
completo a água bruta geralmente é coagulada com um sal de alumínio ou de ferro no
mecanismo da varredura, no qual ocorre formação predominante de precipitados do metal
do coagulante, aprisionando as impurezas. Esse fenômeno acontece na unidade de mistura
rápida, a qual pode ser hidráulica ou mecanizada, dependendo da vazão a ser tratada, da
variação da qualidade da água bruta e, principalmente, das condições disponíveis para
operação e manutenção. Em seguida, a água coagulada é submetida à agitação lenta
durante certo tempo até que os flocos alcancem tamanhos e massa específica suficientes
para que sejam removidos por sedimentação nos decantadores ou por flotação nos
flotadores. A floculação pode ser realizada em unidade mecanizada ou hidráulica. A
necessidade de variação da intensidade na agitação, que é função da qualidade da água
bruta, indica a adoção de unidades mecanizadas. Entretanto, sempre que possível, deve-se
empregar a floculação hidráulica. Os decantadores podem ser convencionais ou de alta
taxa; os primeiros são grandes tanques, de escoamento horizontal ou vertical, enquanto nos
últimos são empregados módulos de plástico ou placas planas paralelas. A água clarificada,
produzida nos decantadores ou flotadores, é finalmente filtrada em unidades com
escoamento descendente, contendo materiais granulares com granulometria apropriada,
geralmente areia ou antracito e areia. Dependendo da vazão de água a ser tratada e do
número de unidades filtrantes, deve-se optar pela filtração com taxa declinante variável.
Evitando-se o uso de equipamentos de controle de nível ou de taxa. A lavagem do meio
filtrante é geralmente realizada com água ou com ar e água (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.2.2. FILTRAÇÃO DIRETA DESCENDENTE
A água bruta pode ser coagulada com sais de alumínio ou de ferro e receber um
polímero como auxiliar de floculação ou de filtração, ou ser coagulada com polímero
catiônico, no mecanismo de coagulação de neutralização de cargas. Em comparação à
varredura, são empregadas dosagens menores de coagulantes. E geralmente o pH de
coagulação é menor. A unidade de mistura rápida nessa tecnologia deve permitir que sejam
49
produzidos pequenos flocos com grande resistência às forças de cisalhamento durante a
filtração. Em função do tamanho e distribuição de tamanhos das partículas presentes na
água bruta, das características do meio filtrante e da taxa de filtração, a floculação pode ou
não ser necessária antes da filtração. A filtração com taxa declinante variável, em
contraposição à de taxa constante, deve ser preferencialmente adotada. O meio filtrante é
geralmente constituído de antracito e areia ou de somente areia praticamente uniforme,
para garantir que haja penetração de impurezas ao longo do material granular, resultando
carreiras de filtração com duração razoável. Como essa condição é fundamental para o
funcionamento satisfatório da estação de tratamento, a lavagem do meio filtrante deve ser
efetuada com ar e água. Devido ao grande número de variáveis envolvidas na tecnologia,
dificilmente o projetista poderá adotar parâmetros de projeto. No caso de estações de
tratamento em ciclo completo, tem sido prevista a possibilidade de desviar a água
coagulada ou a pré-floculada, encaminhando-as aos filtros, por ocasião de estiagem,
quando a turbidez e a cor são relativamente baixas (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.2.3. FLOTO-FILTRAÇÃO
Segundo Di Bernardo (2002) na floto-filtração a clarificação e filtração são
realizadas na mesma unidade, após a coagulação a água é submetida à agitação lenta
durante certo tempo até que os flocos alcancem tamanhos suficientes para que sejam
flotados mediante a aplicação de água de recirculação pressurizada. A flotação caracteriza-
se pela ascensão das partículas suspensas e pela aderência de microbolhas de ar às mesmas,
tornando-as de menor massa específica que o meio onde se encontram, em seguida passa
pela etapa de filtração. O pré-tratamento realizado (incluindo a mistura rápida, a
floculação, o tipo de coagulante químico e as propriedades do polímero) interfere
significativamente na eficiência de remoção dos sólidos. Os polímeros têm sido geralmente
recomendados para que o manto de sólidos formados no topo da unidade não se
desagregue.
O tamanho das bolhas é muito importante na flotação, pois bolhas pequenas, além
de apresentarem maior superfície específica para a mesma quantidade de ar, necessitam
deslocar menor quantidade de água da superfície das partículas onde vão aderir. O tempo
de contato entre bolhas e partículas em uma câmara de flotação depende da velocidade
ascensional terminal das bolhas, a qual, por sua vez é proporcional ao quadrado do
50
diâmetro das mesmas. No caso da flotação de águas que contenham alto teor de sólidos
(como resíduos líquidos gerados em estações de tratamento de água), a relação ar-sólido
pode influir na eficiência da remoção de sólidos: no entanto situações de flotação de águas
superficiais, esse parâmetro deixa de ter importância e utiliza-se a vazão de recirculação,
usualmente da ordem de 5 % a 15 % da vazão de água a ser flotada. A pressão na câmara
de saturação é usualmente mantida entre 200 e 500 KPa e o tempo de contato nesta é
geralmente inferior a 5 min. O emprego de elementos de plástico de grande superfície
específica no interior da câmara de saturação aumenta a eficiência da dissolução de ar na
água de recirculação. A taxa de escoamento superficial na unidade de flotação comumente
varia entre 100 e 300 m3.(m2d)-1 e o tempo de detenção está compreendido entre 10 e 20
mim (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.2.4. FILTRAÇÃO DIRETA ASCENDENTE
A água bruta é coagulada no mecanismo de neutralização de cargas e introduzida
na parte inferior da unidade filtrante, a qual deve possuir fundo e sistema de drenagem
apropriados, camada de pedregulho adequada e meio filtrante constituído unicamente de
areia. Na camada de pedregulho ocorre formação intensa de flocos, que é responsável pela
remoção de pelo menos 40 % das impurezas. Devido às dificuldades na retirada das
impurezas do interior da câmara de pedregulho, torna-se imperiosa a execução de descarga
de fundo antes da lavagem. Os filtros de uma estação podem ser operados com taxa
constante e com ou sem a execução de descargas de fundo intermediárias. Atualmente,
considera-se imprescindível que o sistema de drenagem e o fundo sejam adequados para
que as descargas de fundo intermediárias sejam eficientes, com recuperação efetiva de
carga hidráulica, propiciando carreiras de filtração de maior duração. A introdução de água
na interface pedregulho-areia grossa deve ser efetuada sempre que for prevista a operação
dos filtros com descargas de fundo intermediárias para evitar a formação de vácuo naquela
região, o que causa prejuízo considerável à qualidade da água filtrada após o reinício da
filtração. A operação de estações de filtração direta com taxa declinante variável somente é
recomendada quando a água bruta apresenta-se com turbidez (sólido suspensos) e cor
verdadeira relativamente baixa (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.2.5. DUPLA FILTRAÇÃO
51
Na dupla filtração tem-se a associação da filtração direta ascendente com a
filtração descendente. Nos dois filtros é usado meio filtrante constituído unicamente de
areia, com a diferença de que a areia no filtro ascendente possui grãos maiores que aquela
usada quando se tem somente a filtração direta ascendente. A coagulação da água bruta é
realizada no mecanismo de neutralização de cargas e, geralmente, a filtração ascendente é
operada com descargas de fundo intermediárias, introduzindo-se água na interface. Em
estações maiores, os dois tipos de filtros são construídos em baterias separadas, podendo a
filtração ascendente funcionar com taxa constante e a descendente, com taxa declinante.
No entanto, para instalações menores, é conveniente projetar os filtros em uma só unidade,
reduzindo o número de válvulas e de peças especiais e facilitando a operação. Atualmente,
encontram-se em andamento diversas pesquisas visando substituir a areia grossa do filtro
ascendente por três ou quatro subcamadas de pedregulho com tamanho decrescente no
sentido do escoamento. No entanto, para que tais unidades não funcionem como
floculadores em meio granular, há necessidade de limitar a taxa de filtração a valores
menores que aqueles usualmente adotados quando se emprega areia grossa (Di Bernardo,
et al, 2002).
3.3.3. CARACTERÍSTICAS DA ÁGUA A SEREM CONSIDERADAS NA
ESCOLHA DA TECNOLOGIA DE TRATAMENTO
3.3.3.1. CARACTERÍSTICAS BIOLÓGICAS
As Características Biológicas das águas são determinadas por meio de exames
bacteriológicos e hidrobiológicos. Quando coliformes totais ou fecais são detectados nas
águas destinadas ao consumo humano, devem ser tomados cuidados especiais com a
escolha da tecnologia de tratamento, por haver relação íntima entre turbidez e número de
coliformes nos efluentes de filtros rápidos. Em geral, quanto menor a turbidez da água
filtrada, menor o número de coliformes, o que contribui para melhorar a eficiência da
desinfecção. As algas podem causar sérios problemas operacionais nas ETAs, flotando nos
52
decantadores e sendo carreadas para os filtros, obstruindo-os depois de poucas horas de
funcionamento (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.3.2. CARACTERÍSTICAS FÍSICAS E ORGANOLÉPTICAS
Embora as características físicas da água tenham importância relativamente
pequena do ponto de vista sanitário, elas podem ser determinantes na escolha da tecnologia
de tratamento. Normalmente, as características físicas são facilmente determinadas, com
destaque para as seguintes: cor, turbidez, sabor e odor, temperatura e condutividade
elétrica (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.3.3. CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS
Do ponto de vista sanitário, as características químicas das águas são de grande
importância, pois a presença de alguns elementos ou compostos químicos pode inviabilizar
o uso de certas tecnologias de tratamento e exigir tratamentos específicos. Dependendo da
forma que se encontra um metal, ele poderá ou não ser removido na ETA. O cromo
hexavalente, por exemplo, é mais difícil de ser removido do que o cromo trivalente.
Também, a toxicidade é variável, como no caso de complexos orgânicos de mercúrio, que
são cerca de cem vezes mais perigosos que o mercúrio mineral, o mesmo ocorrendo com o
cobre. Alguns parâmetros, como cloretos, oxigênio dissolvido ou consumido, nitritos e
nitratos permitem avaliar o grau de poluição de uma fonte de água (Di Bernardo, et al,
2002).
3.3.4. PRODUTOS QUÍMICOS UTILIZADOS NO TRATAMENTO DE ÁGUA
Na Tabela 8 são apresentados os produtos químicos utilizados nos diferentes
processos de tratamento da água de abastecimento.
53
Tabela 8 – Produtos químicos empregados nos processos de tratamento da água de
abastecimento
Etapa do Processo Produto químico
Coagulação Sulfato de alumínio
Sulfato ferroso
Sulfato ferroso clorado
Sulfato férrico
Cloreto férrico
Aluminato de sódio
Ajuste de pH Cal hidratada
Carbonato de cálcio
Carbonato de sódio
Hidróxido de sódio
Gás carbônico
Ácido clorídrico
Ácido sulfúrico
Controle de corrosão Cal hidratada
Carbonato de sódio
Hidróxido de sódio
Polifosfatos de sódio
Remoção de odor e sabor Carvão ativado
Dióxido de cloro
Cloro
Permanganato de
potássio
Bentônita
Fonte: Azevedo Neto J. M., et al, 1987
3.3.5. QUALIDADE DOS PRODUTOS QUÍMICOS EMPREGADOS NO
TRATAMENTO
54
Nas Estações de Tratamento de Água podem ser utilizados muitos produtos químicos ao
longo do tratamento: pré-oxidantes (como cloro, permanganato de potássio, ozônio,
dióxido de cloro, peróxido de hidrogênio, ácido paracético), alcalinizantes (cal, barrilha ou
hidróxido de sódio), coagulantes (sais de ferro e de alumínio), auxiliares de coagulação,
floculação ou filtração (polímeros sintéticos ou naturais), desinfetantes (cloro e seus
compostos, ozônio, dióxido de cloro, radiação ultravioleta, dentre outros), produtos para a
redução da dureza (cal, carbonato de sódio e resinas de troca iônica), produtos para
controle da corrosão (cal, carbonato de sódio, ortopolifosfatos, metafosfatos, silicato e
outros), carvão ativado para adsorção de contaminantes etc. Nos estudos de tratabilidade
para cada tipo de coagulante primário (sulfato de alumínio, cloreto férrico, sulfato ferroso
clorado, sulfato férrico, cloreto de polialumínio ou hidroxicloreto de alumínio etc) é
necessário conhecer sua procedência, a fórmula química aproximada e a forma de
fornecimento. Quando for necessário o uso de alcalinizante (cal, barrilha ou hidróxido de
sódio), ou acidificante (ácido sulfúrico ou clorídrico), é importante saber que produtos são
produzidos na região onde se localiza a ETA e os custos da aquisição. O mesmo se aplica
aos coagulantes primários, uma vez que podem ser fornecidos na forma sólida (granulada
ou em pó) ou líquida. Outros produtos, como cloro, peróxido de hidrogênio, permanganato
de potássio e carvão ativado, também podem ser necessários em alguns estudos. Os
produtos químicos devem ser manuseados com cuidado, seguindo rigorosamente as
instruções de segurança dos fabricantes. Balanças de precisão e vidrarias calibradas são
essenciais. É conveniente observar que o projeto de ETAs não se restringe ao
dimensionamento das unidades de tratamento. São imprescindíveis um laboratório bem
equipado e áreas convenientemente projetadas para armazenamento e preparo de soluções
e suspensões de produtos químicos (Di Bernardo, et al, 2002).
3.3.6. DOSAGEM DE PRODUTOS QUÍMICOS
De acordo com Azevedo Neto (1987), para que o produto exerça a ação
pretendida deve ser aplicado à água na quantidade necessária para obter-se um teor pré-
fixado. A essa aplicação controlada, dá-se o nome de dosagem do produto químico. O
termo “dosagem” vem sendo usado também para designar o teor necessário de um produto,
55
para que ele possa exercer certa ação. Tem sido usado o termo “dosar” para designar o ato
de aplicar um produto químico em quantidades controladas na água. O teor é expresso em
peso por unidade de volume de água, como por exemplo, mg.L-1.
Como o tratamento da água é, em geral, um processo contínuo em que a água a
ser tratada flui com certa vazão, torna-se necessário proceder a uma dosagem também
contínua. Para isso, utilizam-se aparelhos denominados dosadores, capazes de adicionar a
água o produto químico desejado, de modo a alcançar o teor pré-fixado.
Para a dosagem de produtos sólidos os mesmos podem ser previamente
dissolvidos ou colocados em suspensão em água, dosando-se essa solução ou suspensão.
É o que se denomina dosagem por via úmida. A dosagem direta de produtos
sólidos, sem colocá-los em solução ou suspensão, denomina-se dosagem a seco. Os
produtos líquidos podem ser dosados, tal como se apresentam, ou após dissolução prévia
em água. A quantidade de produto químico aplicado na água deve ser constante se a vazão
e as características da água forem constantes. Se, entretanto, a vazão ou as características
variarem, torna-se necessário reajustar a qualidade aplicada de modo a ser alcançado o
resultado pretendido. Ao reajuste da quantidade aplicada dá-se o nome de controle de
dosagem (Azevedo Neto J.M., et al, 1987).
3.3.7. ENSAIO DE JARROS – JAR TEST
A dosagem ótima dos produtos químicos empregados no tratamento da água é
obtida por meio de ensaios realizados em laboratórios denominados teste dos jarros ou Jar
Test, exemplificado na Figura 8. Este tipo de ensaio vem sendo utilizado também para
determinar os parâmetros básicos para elaboração de projetos de estações de tratamento de
água.
Através deste ensaio determinam-se as condições ótimas para a floculação de uma
água, caracterizadas pelo tempo e pela agitação necessários para tanto. Uma vez
determinada a dosagem ótima dos coagulantes, deve-se verificar qual o tempo e o
gradiente de velocidade ótimos para se flocular a água em estudo. Além disso, deve-se
verificar se a floculação obtida fornecerá uma água que após a sedimentação apresente
redução de turbidez capaz de atender a Portaria 2.914/2011 do Ministério da Saúde.
Como nesse tipo de teste interessam o tempo de floculação e o gradiente de
velocidade, para realizá-lo é necessário contar com aparelho para Jar Test com
56
possibilidade de variar a velocidade de rotação dos agitadores; tal aparelho deve possuir
também um tacômetro onde será lido o numero de rotações (Azevedo Neto J.M., et al,
1987).
Figura 8 – Equipamento de Jar Test
Fonte: Lauria G. L., 2006
3.4. LEGISLAÇÃO PERTINENTE
• MINISTÉRIO DA SAÚDE PORTARIA N. 2.914, DE 12 DE DEZEMBRO DE
2011. Estabelece os procedimentos e responsabilidades relativos ao controle e vigilância da
qualidade da água para consumo humano e seu padrão de potabilidade, e dá outras
providências.
• CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE RESOLUÇÃO N. 357, DE
17 DE MARÇO DE 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e
diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e
padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências.
57
3.4.1. CLASSIFICAÇÃO DOS CORPOS D’ÁGUA
Embora as tecnologias de tratamento de água tenham evoluído
consideravelmente, a ponto de se poder afirmar que, tecnicamente, água de qualquer
qualidade possa ser tratada, os custos e os riscos envolvidos no tratamento de águas muito
contaminadas podem ser extremamente elevados. O desconhecimento da qualidade da
água bruta tem conduzido a muitos erros de projetos das ETAs.
O Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA), através da Resolução nº
357, de 17 de março de 2005, classifica as águas doces, salobras e salinas do Brasil,
estabelecendo o tipo de tratamento requerido para as águas destinadas ao abastecimento
público, conforme a Tabela 9.
Tabela 9 – Classificação das águas doces e tratamento
Classificação Tratamento
Classe Especial Desinfecção
Classe 1 Tratamento Simplificado
Classe 2 Tratamento Convencional
Classe 3 Tratamento Convencional ou Avançado
Fonte: Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA, 2005)
Para cada classe são estabelecidos limites dos parâmetros físicos, químicos,
biológicos e radiológicos, tornando obrigatória a determinação de parâmetros de qualidade.
A ABNT (1992), por meio da NBR-12216, também faz uma classificação das
águas naturais, associando a cada uma delas o tipo de tecnologia de tratamento
recomendado, conforme descrito a seguir:
Tipo A: águas superficiais ou subterrâneas provenientes de bacias
sanitariamente protegidas e que atendem ao padrão de potabilidade, sendo
requeridas apenas desinfecção e correção de pH.
Tipo B: águas superficiais ou subterrâneas provenientes de bacias não
protegidas e que atendem ao padrão de potabilidade por meio de tecnologia
de tratamento que não exija coagulação química.
58
Tipo C: águas superficiais provenientes de bacias não protegidas e que
exigem tecnologias com coagulação para atender ao padrão de potabilidade.
Tipo D: águas superficiais de bacias não protegidas sujeitas à poluição, e que
requerem tratamentos especiais para atender ao padrão de potabilidade.
É importante a diferenciação entre critérios e padrões de qualidade das águas.
Enquanto os critérios representam os requisitos científicos, com caráter de
propostas, de sugestões ou tentativas a serem testadas quanto à sua exequibilidade, os
padrões consistem nos critérios transformados em lei, sendo, portanto, inapeláveis. No
Brasil, com suas diferenças regionais marcantes, dificilmente a caracterização das águas
destinadas ao consumo humano poderá ser concretizada conforme recomenda o
CONAMA, embora seja desejável sua realização uma vez ao ano, pelo menos.
Há exemplos de sucesso da gestão dos recursos hídricos que envolvem inúmeras
comunidades, como a bacia dos rios Piracicaba e Capivari, no estado de São Paulo.
Com programas dessa natureza, busca-se a integração dos municípios no meio
ambiente, pois aqueles que se encontram a jusante sofrem as consequências da ocupação
não planejada do solo das bacias hidrográficas e do uso irracional dos recursos hídricos.
3.4.2. PROTEÇÃO DO MANANCIAL
A escolha do manancial deve ser precedida de levantamento sanitário da bacia
hidrográfica e de profundo estudo da qualidade da água, a qual pode variar não só
sazonalmente, mas também ao longo dos anos. Portanto, a definição do manancial deve
estar associada à preservação futura do mesmo, visando evitar problemas decorrentes de
alterações significativas na qualidade da água que podem, com o tempo, tornar ineficaz a
tecnologia de tratamento adotada. O crescimento populacional, a concentração
demográfica, a expansão industrial e os diferentes usos do solo da bacia hidrográfica
fornecem uma idéia preliminar da possibilidade de sua utilização como fonte de
abastecimento para um projeto compatível com as condições econômicas existentes.
Durante o período de utilização do manancial devem ser feitos levantamentos
sanitários frequentes, com o objetivo de descobrir eventuais alterações na qualidade da
água.
3.4.3. PADRÃO DE POTABILIDADE
59
Muitos elementos e substâncias químicas podem ser encontrados naturalmente na
água, no entanto, as atividades agrícolas e industriais podem elevar a concentração de
alguns produtos até valores impróprios ao ser humano. No projeto de uma ETA, o
manancial de capitação deve ser cuidadosamente escolhido, com levantamento detalhado
das atividades humanas da região. A definição da tecnologia de tratamento pode exigir
caracterização química, física, bacteriológica e radiológica detalhada da água (Di
Bernardo, et al, 2002).
Quanto à qualidade da água tratada, o Padrão de Potabilidade vigente no Brasil foi
estabelecido pela Portaria n° 2.914 de 12/12/2011 do Ministério da Saúde, em que as
instituições ou órgãos aos quais a norma se aplica promovam as adequações necessárias a
seu cumprimento, no que se refere ao tratamento por filtração de água para consumo
humano suprida por manancial superficial e distribuída por meio de canalização e da
obrigação do monitoramento de cianobactérias e cianotoxinas. Na Portaria nº 2.914 são
estabelecidos os limites máximos permitidos para dezenas de parâmetros que precisam ser
respeitados em toda água para consumo humano distribuída no território nacional. Poucas
estações de tratamento de água no Brasil estão preparadas para realizar os ensaios previstos
na legislação, devendo a inspeção de alguns parâmetros, que exigem pessoal e
equipamentos sofisticados, ficar a cargo de outros órgãos municipais, estaduais ou federais.
O envio de amostras para análise é, contudo, responsabilidade do serviço de tratamento de
água, devendo-se obedecer rigorosamente à frequência de amostragem determinada pela
Portaria n º 2.914, sem exceções (Di Bernardo, et al, 2002).
Segundo a Portaria nº 2.914 do Ministério da Saúde a água potável deve estar em
conformidade com o padrão de aceitação de consumo expresso na Tabela 10, a seguir:
Tabela 10 – Padrão de aceitação para consumo humano
60
Parâmetro Unidade VMP1
Alumínio mg.L-1 0,2
Amônia (como NH3) mg.L-1 1,5
Cloreto mg.L-1 250
Cor Aparente uH2 15
Dureza mg.L-1 500
Etilbenzeno mg.L-1 0,2
Ferro mg.L-1 0,3
Manganês mg.L-1 0,1
Sódio mg.L-1 200
Sólidos dissolvidos totais mg.L-1 1000
Sulfato mg.L-1 250
Sulfeto de Hidrogênio mg.L-1 0,05
Surfatantes mg.L-1 0,5
Turbidez uT3 5
Zinco mg.L-1 5
Xileno mg.L-1 0,3
Notas da tabela: 1: Valor máximo permitido 2: Unidade Hazen (mg-Col.L-1). 3: Unidade de Turbidez
Fonte: Ministério da Saúde, 2011
As metodologias analíticas para determinação dos parâmetros físicos, químicos,
microbiológicos e de radioatividade devem atender às especificações das normas nacionais
que disciplinam a matéria, da edição mais recente da publicação Standard methods for the
examination of water and wastewater , de autoria das instituições American Public Health
Association (APHA), American Water Works Association (AWWA) e Water Environment
Federation (WEF), ou das normas publicadas pela ISO (International Standartization
Organization). Para análise de cianobactérias e cianotoxinas e comprovação de toxicidade
por bioensaios em camundongos, até o estabelecimento de especificações em normas
nacionais ou internacionais que disciplinem a matéria, devem ser adotadas as metodologias
propostas pela Organização Mundial de Saúde (OMS) em sua publicação Toxic
cyanobacteria in water: a guide to their public health consequences, monitoring and
61
management. As análises laboratoriais para o controle e a vigilância da qualidade da água
podem ser realizadas em laboratório próprio ou não, que, em qualquer caso, deve manter
programa de controle de qualidade interna ou externa ou ainda ser creditado ou certificado
por órgãos competentes para esse fim. Os responsáveis pelo controle da qualidade da água
de sistema ou solução alternativa de abastecimento de água devem elaborar e aprovar,
junto à autoridade de saúde pública, o plano de amostragem de cada sistema, respeitando
os planos mínimos de amostragem.
Sempre que forem identificadas situações de risco à saúde, o responsável pela
operação do sistema ou solução alternativa de abastecimento de água e as autoridades de
saúde pública devem estabelecer entendimentos para elaboração de um plano de ação e
tomada das medidas cabíveis, incluindo a eficaz comunicação à população, sem prejuízo
das providências imediatas para a correção da anormalidade.
4. METODOLOGIA
62
O estudo foi realizado através de uma pesquisa bibliográfica, considerando a
relevância do tema que atinge um grande número de pessoas.
A coleta de dados foi baseada em pesquisas realizadas anteriormente por
pesquisadores na área da saúde, engenharia, meio ambiente e saneamento.
Os dados utilizados para se fazer a comparação entre a eficiência de cada
coagulante foram:
Dosagem do coagulante
pH de coagulação
Turbidez
Cor aparente
Foram utilizados também dados relacionados a problemas de saúde devido à
ingestão de resíduos de alumínio, substituição dos coagulantes atuais por coagulantes
naturais e a destinação dos resíduos sólidos de uma estação de tratamento de água.
Pelo fato de toda água possuir uma característica própria (características físicas e
químicas), cada estação de tratamento de água deve fazer testes para identificar os valores
ideais para se tratar a água da maneira mais eficiente possível, pois cada água tem uma
condição ideal para ser tratada, isto ocorre devido a presença de matérias sólidas em
suspensão (silte, argila, sílica e coloides), matéria orgânica e inorgânica finamente
divididas, organismos microscópicos e algas. Por esse motivo não foi feito análises
laboratoriais para se descobrir a dosagem ideal para cada coagulante, pois a quantidade de
coagulante necessário para cada tratamento vai variar com as condições físicas e químicas
da água que será tratada.
5. RESULTADOS E DISCUSSÕES
63
PARÂMETRO 1
Os dados utilizados para o estudo foram retirados de diversas pesquisas, em cada
pesquisa a água a ser tratada possui diferentes características físicas e químicas, pois cada
uma se encontra em diferentes regiões espalhadas pelo país, mostrando que os resultados
obtidos são parecidos entre si, mostrando a possibilidade de comparar os coagulantes em
questão.
Os primeiros dados são retirados de uma pesquisa feita para a defesa de um
trabalho de conclusão de curso de Engenharia Civil com ênfase em Ambiental das
Faculdades Unificadas da Fundação Educacional de Barretos, realizado por Cid Nelson
Ferreira da Silva e Rafael Garcia Lauria e tendo como orientadora a Professora Doutora
Marilu P. S. Parsekian.
Na Tabela 11 são apresentados os valores médios dos parâmetros físico-químicos
da água bruta coletada do Ribeirão Jardim localizado no município de Guaíra - SP:
Tabela 11 – Parâmetros físico-químicos da água bruta
Parâmetro Valor médio
pH 6,7
Cor aparente 100 uC
Turbidez 20,1 uT
Temperatura 25 °C
Vazão 112,1 L.s-1
Fonte: Silva, 2006
SULFATO DE ALUMÍNIO
64
O pH da água bruta foi elevado de 6,7 para 8,5, valor onde o sulfato de alumínio
apresenta melhores resultados de coagulação.
Na Tabela 12 é apresentado os parâmetros da água após a elevação do seu pH.
Tabela 12 – Parâmetros físico-químicos da água bruta após elevação do pH
Parâmetro Valor médio
pH 8,5
Cor aparente 120 uC
Turbidez 16,5 uT
Temperatura 24,5 °C
Vazão 93,6 L.s-1
Fonte: Silva, 2006
A Tabela 13 mostra os resultados obtidos da coagulação com o sulfato de
alumínio:
Tabela 13 – Coagulação com sulfato de alumínio
Amostra Dosagem (mg/L) Turbidez (uT) Cor (uC) pH (coagulação)
1 36 3,03 15 7,15
2 37 1,70 10 6,93
3 39 1,54 <10 6,85
4 40 1,61 10 6,83
5 42 1,89 12 6,79
6 43 2,56 15 6,78
Fonte: Silva, 2006
SULFATO FÉRRICO (CONCENTRADO 50 %)
65
A Tabela 14 mostra os resultados obtidos da coagulação com o sulfato férrico:
Tabela 14 – Coagulação com sulfato férrico (concentração 50 %)
Amostra Dosagem (mg/L) Turbidez (uT) Cor (uC) pH (coagulação)
1 30 5,51 90 6,20
2 35 1,90 15 6,00
3 40 2,04 12 5,80
4 45 1,61 10 5,60
5 50 3,03 15 5,20
6 60 5,12 35 5,00
Fonte: Silva, 2006 PARÂMETRO 2
66
Os dados a seguir foram retirados de uma pesquisa feita para a defesa de mestrado
para obtenção do título de Mestre em Hidráulica e Saneamento pela Escola de Engenharia
de São Carlos da Universidade de São Paulo, realizado por Gerson Pavanelli e tendo como
orientador o Professor Doutor Luiz Di Bernardo.
O primeiro estudo foi realizado com água tipo I. A água de estudo tipo I tem
como característica principal a elevada turbidez com valor aproximado de 100 uT.
ÁGUA TIPO I
SULFATO DE ALUMÍNIO
A Tabela 15 mostra a melhor dosagem do coagulante sulfato de alumínio para
uma velocidade de sedimentação de 4 cm/min:
Tabela 15 – Coagulação com sulfato de alumínio – 4 cm/min
Sulfato de alumínio
Velocidade de sedimentação 4 cm/min
Turbidez remanescente 5 uT
pH 6,64 - 7,17
Dosagens de sulfato de alumínio 52 - 68 mg/L
Dosagens de alumínio 2,34 - 3,06 mg de Al/L
Fonte: Pavanelli, 2001
A Figura 9 apresenta o diagrama de coagulação do sulfato de alumínio com uma
velocidade de sedimentação de 4 cm/min.
67
Figura 9 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio – 4 cm/min
Fonte: Pavanelli, 2001
68
A Tabela 16 mostra a melhor dosagem do coagulante sulfato de alumínio para
uma velocidade de sedimentação de 2 cm/min:
Tabela 16 – Coagulação com sulfato de alumínio – 2 cm/min
Sulfato de alumínio
Velocidade de sedimentação 2 cm/min
Turbidez remanescente 5 uT
pH 6,45 - 7,47
Dosagens de sulfato de alumínio 30 mg/L e maiores que 80 mg/L
Dosagens de alumínio 1,44 mg de Al/L e maiores que 3,60 mg de Al/L
Fonte: Pavanelli, 2001
A Figura 10 apresenta o diagrama de coagulação do sulfato de alumínio com uma
velocidade de sedimentação de 2 cm/min.
69
Figura 10 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio – 2 cm/min
Fonte: Pavanelli, 2001
70
SULFATO FÉRRICO
A Tabela 17 mostra a melhor dosagem do coagulante sulfato férrico para uma
velocidade de sedimentação de 4 cm/min:
Tabela 17 – Coagulação com sulfato férrico – 4 cm/min
Sulfato férrico
Velocidade de sedimentação 4 cm/min
Turbidez remanescente 5 uT
pH 4,77 - 6,65
Dosagens de sulfato férrico 17 - 53 mg/L
Dosagens de ferro 3,49 - 10,87 mg de Fe/L
Fonte: Pavanelli, 2001
A Figura 11 apresenta o diagrama de coagulação do sulfato férrico com uma velocidade de
sedimentação de 4 cm/min.
71
Figura 11 – Diagrama de coagulação do sulfato férrico – 4 cm/min
Fonte: Pavanelli, 2001
72
A Tabela 18 mostra a melhor dosagem do coagulante sulfato férrico para uma
velocidade de sedimentação de 2 cm/min:
Tabela 18 – Coagulação com sulfato férrico – 2 cm/min
Sulfato férrico
Velocidade de
sedimentação 2 cm/min
Turbidez
remanescente 5 uT
pH 4,15 - 7,09
Dosagens de sulfato
férrico menores que 10 mg/L e maiores que 60 mg/L mg/L
Dosagens de ferro menores que 2,05 mg de Fe/L e maiores que 12,30 mg de Fe/L
Fonte: Pavanelli, 2001
A Figura 12 apresenta o diagrama de coagulação do sulfato férrico com uma velocidade de
sedimentação de 2 cm/min.
73
Figura 12 – Diagrama de coagulação do sulfato férrico – 2 cm/min
Fonte: Pavanelli, 2001
74
ÁGUA TIPO II
O segundo estudo foi realizado com água tipo II.
A água do tipo II tem como característica principal a cor verdadeira elevada, com
valor aproximado de 100 uC.
SULFATO DE ALUMÍNIO
A Tabela 19 mostra a melhor dosagem do coagulante sulfato de alumínio para
uma velocidade de sedimentação de 2 cm/min:
Tabela 19 – Coagulação com sulfato de alumínio – 2 cm/min
Sulfato de alumínio
Velocidade de sedimentação 2 cm/min
Cor aparente remanescente 30 uC
pH 6,43 - 6,82
Dosagens de sulfato de alumínio 170 - 275 mg/L
Dosagens de alumínio 7,65 - 12,38 mg de Al/L
Fonte: Pavanelli, 2001
A Figura 13 apresenta o diagrama de coagulação do sulfato de alumínio com uma
velocidade de sedimentação de 2 cm/min.
75
Figura 13 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio – 2 cm/min
Fonte: Pavanelli, 2001
76
A Tabela 20 mostra a melhor dosagem do coagulante sulfato de alumínio para
uma velocidade de sedimentação de 1 cm/min no ponto 1:
Tabela 20 – Coagulação com sulfato de alumínio – 1 cm/min – ponto 1
Sulfato de alumínio (ponto 1)
Velocidade de sedimentação 1 cm/min
Cor aparente remanescente 15 uC
pH 6,34 - 7,03
Dosagens de sulfato de alumínio 285 - 350 mg/L
Dosagens de alumínio 12,82 - 15,75 mg de Al/L
Fonte: Pavanelli, 2001
A Tabela 21 mostra a melhor dosagem do coagulante sulfato de alumínio para
uma velocidade de sedimentação de 1 cm/min no ponto 2:
Tabela 21 – Coagulação com sulfato de alumínio – 1 cm/min – ponto 2
Sulfato de alumínio (ponto 2)
Velocidade de sedimentação 1 cm/min
Cor aparente remanescente 15 uC
pH 6,55 - 6,83
Dosagens de sulfato de alumínio 170 - 235 mg/L
Dosagens de alumínio 7,65 - 10,58 mg de Al/L
Fonte: Pavanelli, 2001
A Figura 14 apresenta o diagrama de coagulação do sulfato de alumínio com uma
velocidade de sedimentação de 1 cm/min.
77
Figura 14 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio – 1 cm/min
Fonte: Pavanelli, 2001
78
SULFATO FÉRRICO
A Tabela 22 mostra a melhor dosagem do coagulante sulfato férrico para uma
velocidade de sedimentação de 2 cm/min:
Tabela 22 – Coagulação com sulfato férrico – 2 cm/min
Sulfato férrico
Velocidade de sedimentação 2 cm/min
Cor aparente remanescente 35 uC
pH 6,19 - 7,48
Dosagens de sulfato férrico 30 - 257 mg/L
Dosagens de ferro 6,15 - 52,68 mg de Fe/L
Fonte: Pavanelli, 2001
A Figura 15 apresenta o diagrama de coagulação do sulfato férrico com uma velocidade de
sedimentação de 2 cm/min.
79
Figura 15 – Diagrama de coagulação do sulfato férrico – 2 cm/min
Fonte: Pavanelli, 2001
80
A Tabela 23 mostra a melhor dosagem do coagulante sulfato férrico para uma
velocidade de sedimentação de 1 cm/min no ponto 1:
Tabela 23 – Coagulação com sulfato férrico – 1 cm/min – ponto 1
Sulfato férrico (ponto 1)
Velocidade de sedimentação 1 cm/min
Cor aparente remanescente 20 uC
pH 4,80 - 6,75
Dosagens de sulfato férrico menores que 20 mg/L e 110 mg/L
Dosagens de ferro menores que 4,10 mg de Fe/L e 22,55 mg de Fe/L
Fonte: Pavanelli, 2001
A Tabela 24 mostra a melhor dosagem do coagulante sulfato férrico para uma
velocidade de sedimentação de 1 cm/min no ponto 2:
Tabela 24 – Coagulação com sulfato férrico – 1 cm/min – ponto 2
Sulfato férrico (ponto 2)
Velocidade de sedimentação 1 cm/min
Cor aparente remanescente 20 uC
pH 6,71 - 7,17
Dosagens de sulfato férrico 130 - 212 mg/L
Dosagens de ferro 26,65 - 43,46 mg de Fe/L
Fonte: Pavanelli, 2001
A Figura 16 apresenta o diagrama de coagulação do sulfato férrico com uma velocidade de
sedimentação de 1 cm/min.
81
Figura 16 – Diagrama de coagulação do sulfato férrico – 1 cm/min
Fonte: Pavanelli, 2001
82
PARÂMETRO 3
Os dados a seguir foram retirados de uma pesquisa feita para a defesa de mestrado
para obtenção do título de Mestre Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos pela
Universidade Federal de Minas Gerais, realizado por Eliane Prado Cunha Costa dos Santos
e tendo como orientador o Professor Doutor Valter Lúcio de Pádua.
Neste estudo foram utilizados sulfato de alumínio de duas marcas distintas, seus
dados serão descritos na Tabela 25:
Tabela 25 – Composição dos sulfatos de alumínio
Coagulante Teor de sólidos (%) Al2O3 ou Fe (%) Densidade (g/cm3)
Sulfato de alumínio 1 76,2 7,5 (mínimo) 1,36
Sulfato de alumínio 2 50 7,5 1,32
Fonte: Santos, 2004
SULFATO DE ALUMÍNIO 1
A dosagem que apresentou melhor desempenho foi de 9 mg/L com um pH de
coagulação entre 6,7 e 7,1. Os resultados atenderam a Portaria n° 2.914/2011 do ministério
da Saúde.
Na Figura 17 é apresentado o diagrama de coagulação do sulfato de alumínio 1.
83
Figura 17 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio 1
Fonte: Santos, 2004
SULFATO DE ALUMÍNIO 2
A dosagem que apresentou o melhor desempenho foi de 10 mg/L com um pH de
coagulação de 6,7 a 6,9. Os resultados foram menores do que os limites recomendados pela
Portaria n° 2.914/2011 do ministério da Saúde.
Na Figura 18 é apresentado o diagrama de coagulação do sulfato de alumínio 2.
84
Figura 18 – Diagrama de coagulação do sulfato de alumínio 2
Fonte: Santos, 2004
SULFATO FÉRRICO
A dosagem que apresentou melhor desempenho foi de aproximadamente 8 mg/L
com um pH de coagulação entre 6,6 e 7,0.
Os resultados foram de 0,5 uT para a turbidez e 10 uC, atendendo a Portaria n°
2.914/2011 do ministério da Saúde.
Na Figura 19 é apresentado o diagrama de coagulação do sulfato férrico.
85
Figura 19 – Diagrama de coagulação do sulfato férrico
Fonte: Santos, 2004
PARÂMETRO 4
Os dados a seguir foram retirados de um artigo publicado no 23° Congresso
Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. O título do artigo é “Avaliação do
comportamento dos coagulantes sulfato férrico e cloreto férrico na tratabilidade de águas
naturais”, publicado por Cipriani et al. (2005)
Os estudos foram realizados utilizando-se águas brutas que abastecem as estações
de tratamento de água do Alto da Boa Vista - SP (ABV) e Cubatão – SP.
Os parâmetros das águas brutas das estações de tratamento estão descritas na
Tabela 26:
86
Tabela 26 – Parâmetros físico-químicos das águas brutas
Parâmetros ETA - ABV ETA - Cubatão
pH 7,0 a 7,4 7,2 a 7,5
Turbidez (uT) 3,0 a 6,0 3,0 a 5,0
Cor aparente (uC) 25 a 60 40 a 50
Fonte: Cipriani et al, 2005
Foram executados ensaios de jar test empregando concentrações de sulfato férrico
que variam de 5,0 mg de Fe3+/L a 30,0 mg de Fe3+/L.
Em cada ensaio executado, manteve-se fixa a dosagem do coagulante e variou se
o valor de pH de coagulação.
Analisando a Figura 20, pode-se observar que a região do pH que apresenta a
maior eficiência de coagulação está entre 5,5 e 6,5 e uma dosagem de coagulante de
aproximadamente 10 mg de Fe+3/L para a água bruta da ETA de ABV.
87
Figura 20 – Diagrama de coagulação-floculação do sulfato férrico para a água bruta que
abastece a ETA de ABV. Parâmetro: Turbidez.
Fonte: Cipriani et al, 2005
88
Analisando a Figura 21, pode-se observar que a região do pH que apresenta a
maior eficiência de coagulação está entre 6,0 e 7,0 e uma dosagem de coagulante de
aproximadamente 7,5 a 10 mg de Fe+3/L para a água bruta da ETA de Cubatão.
Figura 21 – Diagrama de coagulação-floculação do sulfato férrico para a água bruta que
abastece a ETA de Cubatão. Parâmetro: Turbidez.
Fonte: Cipriani et al, 2005
89
PARÂMETRO 5
Foram comparados estações de tratamento de água que estão em funcionamento na cidade
de Piracicaba e Campinas, ambos localizados no estado de São Paulo.
Na Tabela 27 são apresentados as análises de 5 estações de tratamento de água da cidade
de Campinas – SP, referente ao mês de outubro de 2012, que utiliza o sulfato de alumínio
como coagulante.
Tabela 27 – Qualidade da água da cidade de Campinas - SP
Parâmetros analisados ETA I e II ETA III e IV ETA Capivari pH 7,05 7,05 7,03
Cor (uC) <1 <1 <1 Turbidez (uT) 0,21 0,25 0,15 Ferro (mg/L) <0,010 <0,010 <0,010
Alumínio (mg/L) 0,038 0,029 0,058 Fonte: Sociedade de abastecimento de água e saneamento – SANASA
Na Tabela 28 são apresentados as análises de 4 estações de tratamento de água da cidade
de Piracicaba – SP, referente ao mês de novembro de 2012, que utiliza o sulfato férrico
como coagulante.
Tabela 28 – Qualidade da água da cidade de Piracicaba - SP
Parâmetros analisados Piracicaba Corumbataí Anhumas Tijuco pH 8,2 8,2 7,5 7,8
Cor (uC) 1 3 3 3 Turbidez (uT) 1,23 0,85 0,34 0,26 Ferro (mg/L) 0,02 0,06 0,02 0,01
Fonte: Serviço municipal de água e esgoto de Piracicaba - SEMAE
6. CONCLUSÃO
90
Ao comparar diversas pesquisas, nota-se que o sulfato férrico apresenta em média
um desempenho similar ao do sulfato de alumínio, ele consegue reduzir a turbidez e a cor
da água com a mesma eficiência que o sulfato de alumínio, em alguns casos ele consegue
ser superior ao sulfato de alumínio. O fator mais importante é o de se ter a possibilidade de
eliminar o resíduo de alumínio proveniente do sulfato de alumínio.
Hoje em dia já existem estações de tratamento de água que utilizam o sulfato
férrico como coagulante, como é o caso da cidade de Valinhos – SP, Piracicaba – SP,
Campinas – SP e parte do tratamento de água de São Bernardo do Campo – SP, que
utilizam o sulfato férrico como coagulante, mostrando que se é possível substituir o sulfato
de alumínio.
Deve-se tomar cuidado, pois o sulfato férrico deixa resíduo de ferro na água
tratada, por este motivo é preciso analisar a água bruta e verificar sua concentração de
ferro, pois existe um limite estabelecido de 0,3 mg/L de ferro na água tratada, estabelecido
pela portaria n° 2.914 do Ministério da Saúde. Uma grande quantidade de ferro na água é
prejudicial à saúde e pode fazer com que a água tratada tenha gosto e coloração indesejada,
causada pela grande quantidade de ferro. Pode também trazer problemas como manchas
em roupas, utensílios sanitários, desenvolvimento de depósitos em canalizações e de ferro-
bactérias. Porém, estes problemas apresentados pela alta concentração de ferro na água é
um indicador de que sua concentração está elevada, já a grande concentração de alumínio
na água é de maior dificuldade de se observar visualmente.
Ao pesquisar o funcionamento de diversas estações de tratamento de água
espalhadas pelo Brasil, verificou-se que muitas delas ainda não se adequaram aos padrões
estabelecidos pela Portaria n° 2.914/2011 do Ministério da Saúde, muitas utilizam como
referência a portaria antiga e outras não conseguem ainda atingir os padrões.
Ao comparar as estações de tratamento de água da cidade de Campinas e
Piracicaba, ambas localizadas no estado de São Paulo, nota-se que a estação de Piracicaba,
que utiliza o sulfato férrico como coagulante, apresenta em algumas ETA’s problemas em
diminuir a turbidez remanescente. O Ministério da Saúde estabelece uma meta progressiva
para que as ETA’s regularizem seus processos, dando tempo para que ajustes sejam feitos
nos processos de tratamento de água. As amostras das ETA’s não ultrapassaram os limites
máximos permissíveis de alumínio e ferro.
91
A corrosão é uma das desvantagens da utilização do sulfato férrico, pois quando
utilizado no processo de coagulação, diminui muito o pH da água, aumentando o problema
de corrosão, aumentando os custos do processo.
A análise deve ser feita em cada estação de tratamento de água, deve-se comparar
os custos e analisar se a diferença de custos entre o uso dos coagulantes é expressiva.
Deve-se tomar cuidado ao comprar os insumos, pois como citado por Souza (2005), os
administradores das estações de tratamento de águas devem ser mais criteriosos na
aquisição de insumos, pois tais insumos podem conter uma variedade de metais pesados.
Por esses motivos a escolha da substituição do sulfato de alumínio deve ser bem estudada,
entre todos os pontos em que se deve analisar, um em especial tem um peso maior, que é a
eliminação dos resíduos de alumínio.
O estudo da substituição do sulfato de alumínio é importante para evitarmos uma
fonte de alumínio que é consumida diariamente pela população, mas vale ressaltar que
outras fontes de alumínio estão presentes no nosso dia a dia, como por exemplo,
desodorantes antitranspirantes, que em suas fórmulas utilizam substâncias que possuem
alumínio em sua composição. Podemos citar também os utensílios domésticos utilizados
para se preparar alimentos, hoje em dia se utiliza vários utensílios feitos de alumínio, que
por atrito, ou até mesmo por corrosão, transferem alumínio para os alimentos.
O tratamento da água também gera resíduos sólidos, chamado de lodo, que possui
uma composição muito variada, dependendo das condições apresentadas da água bruta,
dosagens e reagentes químicos. Vários estudos relacionados a esse problema estão sendo
desenvolvidos, pois o lodo se descartado no manancial ou no solo, pode contaminar o
ambiente. Uma das alternativas é a utilização desse resíduo para a produção de cimento,
tijolos, entre outros.
Um fato importante para se discutir é o emprego de coagulantes naturais, como a
Moringa Oleifera e o Tanino, em algumas pesquisas realizadas para verificar o
desempenho desses, ambos mostraram bom desempenho para remoção de cor e turbidez.
Os coagulantes naturais aumenta a carga orgânica dos resíduos, porem eles são
biodegradáveis. Uma das vantagens da utilização dos coagulantes naturais é que ele não
altera significativamente o pH da água, diminuindo os problemas com corrosão e gastos
com reagentes para se regular o pH da água, também possui a capacidade de complexar
alguns metais, retirando-os da água tratada. Podem-se utilizar coagulantes inorgânicos
juntamente com os naturais, desta forma reduzindo o uso de coagulantes naturais e
retirando os metais da agua tratada, evitando a contaminação da água tratada.
92
O maior problema está relacionado ao custo de obtenção dos coagulantes naturais,
pois sua demanda é baixa, fazendo com que o produto tenha preço elevado.
Em relação aos custos operacionais, podem ocorrer variações de uma estação de
tratamento para outra, dependendo da qualidade da água coletada para ser tratada, a
dosagem de produtos irá variar. Devemos também colocar nos custos, gastos com
corrosão, pois tubulações, válvulas, tanques se deteriorarão com maior ou menor
velocidade, dependendo de como o processo está sendo executado. Custos relacionados
com o tratamento dos resíduos gerados pelo processo também deverão entrar nessa conta.
Devido a esses diversos fatores, deve-se estudar especificamente em cada estação
de tratamento de água qual é a opção mais viável para o processo.
REFERÊNCIAS
93
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