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UNIVERSIDADE FEDERAL DE MATO GROSSO
ICET / FAET / FAMEV / IB / ICHS
Programa de Pós-Graduação em Recursos Hídricos
ANGELA SATSUKI MATSUBARA
Estudos sobre a aplicabilidade de um sistema de tratamento de
efluentes domésticos, usando decanto-digestor seguido de filtro anaeróbio,
para as condições ambientais do Estado de Mato Grosso
CUIABÁ – MT
2009
UNIVERSIDADE FEDERAL DE MATO GROSSO
ICET / FAET / FAMEV / IB / ICHS
Programa de Pós-Graduação em Recursos Hídricos
Angela Satsuki Matsubara
Estudos sobre a aplicabilidade de um sistema de tratamento de
efluentes domésticos, usando decanto-digestor seguido de filtro anaeróbio, para as
condições ambientais do Estado de Mato Grosso
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Recursos Hídricos, da
Universidade Federal de Mato Grosso, como
parte dos requisitos para obtenção do título de
Mestre em Recursos Hídricos.
Área de concentração: Manejo e Conservação
Orientador: Prof. Dr. Luiz Airton Gomes
Co-orientadora : Profª. Drª. Luciana Sanches
CUIABÁ - MT
2009
DEDICATÓRIA
A meu pai Bunichi Matsubara, pelo apoio e incentivo,
pela sua presença constante, na minha vida pessoal e na
realização profissional, sem você eu nada seria.
Dedico.
AGRADECIMENTOS
Ao Prof. Dr. Luiz Airton Gomes por todo carinho, respeito e amizade. Obrigada pelo auxílio e
pelos muitos ensinamentos de pesquisa e a realização deste trabalho.
À minha família, que sempre me incentivaram nos momentos felizes e me apoiaram nos
momentos difíceis, obrigada pela compreensão e carinho.
À Prof. Drª. Luciana Sanches, que contribuiu de maneira especial e significativa para a
realização deste trabalho.
À minha amiga Camila Isabel Fraga, pela amizade, compreensão, lealdade e apoio em todas
as horas que tanto precisei de sua amizade.
Ao meu irmão Hugo, pela ajuda e paciência nas dificuldades ao longo desta pesquisa, seu
apoio foi fundamental para esta realização profissional.
À equipe de campo: Aldecy, Ronaldo, Alessandro, Camila, Hideo e Neli , muito obrigada,
sem vocês a realização deste trabalho não teria sido possível.
Aos técnicos do Laboratório DESA/UFMT Sr. Jonas e Sr. Belmiro, por toda ajuda e
colaboração nas horas cansativas de trabalho e também nas horas de descontração.
À Letícia Leite C. Pinto, pela colaboração e ajuda nas análises físico-químicas.
À Vânia Tarsila Borges, Kátia Regina B. da Silva e João Batista, engenheiros sanitaristas da
Sanecap, pelo auxílio e contribuições no desenvolvimento da pesquisa.
À pesquisadora Neli Assunção, pelo apoio e amizade que construímos, por entender que a
vida é uma batalha diária e que os sonhos são possíveis.
À FAPEMAT, pelo auxílio financeiro do Projeto de Pesquisa, imprescindíveis para a
realização deste trabalho.
À empresa Sanecap Cuiabá, por oferecer auxílio técnico e de recursos humanos no
monitoramento conjunto da ETE UFMT, que sempre atendeu prontamente às necessidades
desta pesquisa.
Aos professores e colegas do Curso de Pós-Graduação em Recursos Hídricos, pela agradável
companhia ao longo do curso.
A todos os amigos e outras pessoas que contribuíram direta ou indiretamente para a realização
desta pesquisa, todos foram muito importantes.
À Deus, pois tudo posso Naquele que me fortalece.
SUMÁRIO
1. Introdução........................................................................................................................1
2. Objetivo...........................................................................................................................3
3. Revisão Bibliográfica......................................................................................................4
3.1 Tecnologias para tratamento de esgotos..............................................10
3.2 Principais alternativas para o tratamento de esgoto a nível
secundário...............................................................................................12
3.3 Grau de tratamento..............................................................................12
3.4 Vazão de esgotos.................................................................................13
3.4.1 Variação da vazão......................................................14
3.5 Características Físicas.........................................................................16
3.5.1 Matéria sólida...........................................................16
3.5.2 Temperatura..............................................................19
3.5.3 Cor e Turbidez..........................................................20
3.5.4 Odor..........................................................................20
3.6 Características Químicas.....................................................................21
3.7 Processos Biológicos...........................................................................22
3.8 Metabolismo dos Microrganismos......................................................22
3.9 Processos Anaeróbios..........................................................................23
3.10 Digestão Anaeróbia...........................................................................24
3.10.1 Hidrólise.................................................................27
3.10.2 Acidogênese...........................................................27
3.10.3 Metanogênese........................................................28
3.11 Fatores que afetam o desempenho de reatores anaeróbios...............29
3.11.1 Tampões.................................................................29
3.11.2 Alcalinidade............................................................30
3.12 Digestão anaeróbia como processo de tratamento de esgotos..........30
3.13 Sistemas Anaeróbios de alta taxa.....................................................31
3.14 Atividade Metanogênica Específica (AME)....................................31
3.15 Tratamento da fase sólida (lodo)......................................................33
3.15.1 Aspectos Gerais, Qualitativos...............................34
4. Estação de Tratamento da UFMT, Campus Cuiabá....................................................35
4.1 Breve histórico..................................................................................35
4.2 Ampliação ........................................................................................35
4.3 Reformas...........................................................................................36
4.4 Situação atual....................................................................................36
4.5 Sistema de Recalque.........................................................................37
4.6 Decanto-Digestor e Filtro Anaeróbio ascendente.............................37
4.7 Leito de secagem do lodo.................................................................38
5. Materiais e Métodos...................................................................................................39
5.1 Área de Estudo..................................................................................39
5.2 Medição da vazão afluente................................................................40
5.3 Coleta composta................................................................................41
5.4 Pontos de coleta.................................................................................41
5.5 Amostragem.......................................................................................44
5.6 Variáveis físico-químicas..................................................................45
6. Resultados e Discussão...............................................................................................47
6.1 Variação da vazão.............................................................................48
6.2 Análises físico-químicas...................................................................56
7. Conclusão....................................................................................................................72
8. Recomendações...........................................................................................................74
9. Bibliografia..................................................................................................................76
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 - Situação do atendimento urbano de abastecimento de água no Brasil e por
municípios nas regiões hidrográficas.........................................................................................5
Figura 2 - Atendimento urbano de água por região hidrográfica...............................................6
Figura 3 - Atendimento urbano da rede coletora de esgotos......................................................7
Figura 4 - Atendimento urbano de coleta de esgoto por região hidrográfica.............................7
Figura 5 - Volumes de esgoto tratado por região Hidrográfica. ................................................8
Figura 6 - Composição dos sólidos nos esgotos.......................................................................18
Figura 7 - Resumo da seqüência de processos na digestão anaeróbia de macromoléculas
complexas.................................................................................................................................26
Figura 8 - Estação de Tratamento de Esgotos UFMT Campus Cuiabá...................................38
Figura 9 - Localização da área de estudo ETE - UFMT Campus Cuiabá................................40
Figura 10 – Casa de máquinas..................................................................................................41
Figura 11 – Casa de máquinas e poço de sucção......................................................................41
Figura 12 – Desenho esquemático ETE UFMT Campus Cuiabá e pontos de amostragem
.......................................................................................................................................42
Figura 13 – Entrada do esgoto bruto no sistema de tratamento(P1)......................................43
Figura 14 – Saída do efluente do decanto-digestor (P2)...........................................................43
Figura 15 – Saída do efluente do filtro anaeróbio (P3).............................................................43
Figura 16 – Variação da vazão do dia 10/03/2008 às 18h22 a 11/03/2008 às
18h24.........................................................................................................................................48
Figura 17 – Variação da vazão do dia 07/04/2008 às 16h55 a 08/04/2008 às
17h05.........................................................................................................................................49
Figura 18 – Variação da vazão do dia 06/05/2008 às 07h45 a 07/05/2008 às
07h53.........................................................................................................................................49
Figura 19 – Variação da vazão do dia 17/06/2008 às 07h45 a 18/06/2008 às
07h51.........................................................................................................................................50
Figura 20 – Variação da vazão do dia 25/08/2008 às 06h41 a 26/08/2008 às
0h:43..........................................................................................................................................50
Figura 21 – Variação da vazão do dia 01/09/2008 às 06h37 a 02/09/2008 às
06h45.........................................................................................................................................51
Figura 22 – Variação da vazão do dia 20/10/2008 às 07h13 a 21/10/2008 às
07h22.........................................................................................................................................51
Figura 23 – Variação da vazão do dia 11/11/2008 às 18h56 a 12/11/2008 às
19h00.........................................................................................................................................52
Figura 24 – Variação da vazão do dia 01/12/2008 às 07h25 a 02/12/2008 às
07H56........................................................................................................................................52
Figura 25 – Variação da vazão do dia 26/01/2009 às 07h32 a 27/01/2009 às
07h42.........................................................................................................................................53
Figura 26 – Variação da vazão do dia 27/02/2009 às 07h30 a 28/02/2009 às
07h42.........................................................................................................................................54
Figura 27 – Variação da vazão do dia 23/03/2009 às 18h15 a 24/03/2009 às
19h25.........................................................................................................................................54
Figura 28 – Vazão média afluente no período de março de 2008 a março de
2009...........................................................................................................................................55
Figura 29 – Temperatura do ar no período de março/2008 a março/2009................................56
Figura 30 – Temperatura do esgoto no período de março/2008 a março/2009........................56
Figura 31 – Valores de pH no período de março/2008 a março/2009......................................57
Figura 32 – Concentrações de alcalinidade no período de março/2008 a
março/2009...............................................................................................................................58
Figura 33 – Concentrações de DBO no período de março/2008 a
março/2009...............................................................................................................................59
Figura 34 - Concentrações de DQO no período de março/2008 a
março/2009...............................................................................................................................60
Figura 35 - Concentrações de fósforo no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................61
Figura 36 - Concentrações de Sólidos Totais no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................62
Figura 37 - Concentrações de Sólidos Totais Fixos no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................63
Figura 38 – Concentrações de Sólidos Totais Voláteis no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................64
Figura 39 – Concentrações de Sólidos em Suspensão Totais no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................65
Figura 40 – Concentrações de Sólidos em Suspensão Fixos no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................65
Figura 41 – Concentrações de Sólidos em Suspensão Voláteis no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................66
Figura 42 – Concentrações de Sólidos Dissolvidos Totais no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................67
Figura 43 – Concentrações de Sólidos Dissolvidos Fixos no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................67
Figura 44 – Concentrações de Sólidos Dissolvidos Voláteis no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................68
Figura 45 – Concentrações de Sólidos Sedimentáveis no período de março/2008 a
março/2009................................................................................................................................69
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Eficiência de remoção de poluentes por tipo de tratamento....................................13
Tabela 2 - Dias e horários de amostragem na ETE UFMT Campus Cuiabá...........................44
Tabela 3 - Variáveis físico-químicas analisadas......................................................................46
Tabela 4 - Carga Orgânica Volumétrica (COV).......................................................................70
Tabela 5 – Eficiência do sistema...............................................................................................71
ABREVIATURAS
ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas
AGV Ácidos Graxos Voláteis
APHA American Public Health Association
AWWA American Water Works Association
CPTEC Centro de Previsão de Tempo e Estudos Climáticos
CONAMA Conselho Nacional de Meio Ambiente
COV Carga Orgânica Volumétrica
CRH Coordenação de Recursos Humanos
DBO Demanda Bioquímica de Oxigênio
DESA Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental
DD Decanto-Digestor
DQO Demanda Química de Oxigênio
ETA Estação de Tratamento de Água
ETE Estação de Tratamento de Esgotos
FA Filtro Anaeróbio
FUNASA Fundação Nacional de Saúde
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
IFMT Instituto Federal de Mato Grosso
INMET Instituto Nacional de Meteorologia
INPE Instituto Nacional de Pesquisas Espaciais
MPE Ministério Público Estadual
NTK Nitrogênio Total Kjedhal
P Fósforo
pH Potencial Hidrogeniônico
SANECAP Companhia de Saneamento da Capital
SANEMAT Companhia de Saneamento do Estado de Mato Grosso
SDF Sólidos Dissolvidos Fixos
SDT Sólidos Dissolvidos Totais
SDV Sólidos Dissolvidos Voláteis
SSed Sólidos Sedimentáveis
SSF Sólidos em Suspensão Fixos
SST Sólidos em Suspensão Totais
SSV Sólidos em Suspensão Voláteis
ST Sólidos Totais
STF Sólidos Totais Fixos
STV Sólidos Totais Voláteis
UFMT Universidade Federal do Estado de Mato Grosso
UNIR Universidade Federal do Estado de Rondônia
WEF Water Environment Federation
RESUMO
Esta pesquisa foi desenvolvida na Estação de Tratamento de Esgotos da Universidade Federal
de Mato Grosso, que recebe o esgoto bruto de todo o Campus e também uma parte do esgoto
bruto de um bairro próximo à universidade, onde o tratamento é realizado por processo
anaeróbio. A ETE é composta de duas séries em paralelo, formadas por decanto-digestor
(DD), seguido de filtro anaeróbio (FA) e leito de secagem do lodo, o regime de
funcionamento do sistema é praticamente contínuo mas alimentado de forma intermitente.
Processos anaeróbios apresentam grandes vantagens, tais como: ocupam pequenas áreas,
produzem pouco lodo com a vantagem de ser estabilizado, consomem pouca energia, não
necessitam de equipamentos eletromecânicos, e requerem construção e operação
relativamente simples. Em climas tropicais apresentam eficiências elevadas na remoção de
matéria orgânica e sólidos em suspensão. Neste trabalho foi monitorada a vazão afluente e a
eficiência do sistema biológico de tratamento de efluentes, em especial com relação à
remoção da matéria orgânica e sólidos em suspensão, e o estudo revelou que a ETE vem
operando abaixo da carga prevista, o que pode influenciar na eficiência do sistema, pois este
não terá tempo suficiente para formar comunidade microbiana estável. Observou-se que o
esgoto apesar de apresentar características de esgoto domésticos, não pode ser assim
considerado pois valores máximos encontrados para DBO, DQO e sólidos em suspensão
foram de 66 mg L-1
, 128 mg L-1
e 93 mg L-1
respectivamente, estando portanto muito abaixo
dos valores típicos de esgotos domésticos de concentração fraca. Por outro lado, valores
encontrados de temperatura do ar, do esgoto, pH e alcalinidade estão condizentes com a
literatura para um bom desempenho deste tipo de processo de tratamento. O tratamento
eficiente das águas residuárias faz parte das medidas mitigadoras de prevenção às doenças que
podem ser transmitidas pela disposição inadequada dos esgotos, sendo de fundamental
importância à proteção da saúde pública e aos impactos causados nos recursos hídricos, assim
sendo, o estudo visa fornecer subsídio para outras pesquisas e projetos similares no Estado
de Mato Grosso.
PALAVRAS-CHAVE: Recursos hídricos, tratamento anaeróbio, saúde pública.
ABSTRACT
This research was conducted at the Wastewater Treatment Plant at the Federal University of
Mato Grosso, which receives the raw sewage of the entire campus and also a part of the raw
sewage from a neighborhood near the university, where treatment is carried out by anaerobic
process. TEE is composed of two series in parallel, formed by decanting-digester (DD),
followed by anaerobic filter (AF) and bed drying of sludge. The arrangements for operating
the system is almost continuous but fed intermittently. Anaerobic processes have many
advantages, such as occupy small areas, produce little sludge with the advantage of being
stable, consumes less energy, do not require electromechanical equipment, and require
construction and operation relatively simple. In tropical climates have high efficiencies in
removing organic matter and suspended solids. In this work we monitored the influent flow
and efficiency of the biological effluent treatment, particularly with respect to the removal of
organic matter and suspended solids, and the study showed that the WTP is operating under
the expected load, which can influence the efficiency of system because it does not have
enough time to form stable microbial community. It was noted that the sewer despite having
characteristics of domestic sewage, no will can therefore be considered as maximum values
found for BOD, COD and suspended solids were 66 mg L-1
, 128 mg L-1
, and 93 mg L-1
respectively, and are therefore well below the typical domestic sewage of low concentration.
On the other hand, found values of air temperature, the raw sewage, pH and alkalinity are
consistent with the literature for a good performance of this type of treatment process. The
efficient treatment of wastewater is part of the mitigation measures to prevent diseases that
can be transmitted by improper disposal of sewage, being of fundamental importance to the
protection of public health and the impacts on water resources, therefore the study is to
provide subsidy for research and other similar projects in the State of Mato Grosso.
KEYWORDS: Hidric resources, anaerobic treatment, public health.
1
1. INTRODUÇÃO
O tratamento eficiente das águas residuárias é de fundamental importância à proteção
da saúde pública. O tratamento do efluente faz parte das medidas mitigadoras de prevenção às
doenças, como epidemias de febre tifóide, cólera, disenteria, hepatite infecciosa e inúmeros
casos de verminoses, que são algumas das doenças que podem ser transmitidas pela
disposição inadequada dos esgotos.
A disposição de esgoto bruto em corpos receptores foi e ainda é uma forma muito
empregada no Brasil. Dados apresentados pela Agência Nacional de Águas (ANA, 2009)
tendo como fonte principal o SNIS (Sistema Nacional de Informações sobre Saneamento),
com ano de referência em 2006, quanto aos indicadores sobre água e esgotamento sanitário,
com cobertura de 4.519 municípios sobre serviços de água e de esgoto de um total de 5.565
municípios existentes neste ano no Brasil (81,2% dos municípios brasileiros) e os habitantes
destes municípios representando 97,1% da população urbana do Brasil (PNSS, 2007);
revelaram que há uma boa cobertura dos serviços urbanos de abastecimento de água no país
(89%) e apenas 47% da população brasileira dispõe de atendimento urbano de rede coletora
de esgoto.
O lançamento de matéria orgânica em um corpo de água resulta, indiretamente, no
consumo de oxigênio dissolvido devido aos processos de estabilização realizados pelas
bactérias decompositoras, as quais utilizam o oxigênio disponível no meio líquido para a sua
respiração. O decréscimo da concentração de oxigênio dissolvido tem diversas implicações do
ponto de vista ambiental, constituindo-se em um dos principais problemas decorrentes da
poluição das águas (MIWA, 2007). Assim, o esgoto bruto deve ser submetido a algum
processo de tratamento, o qual irá adequar o efluente final para que este possa ser lançado no
corpo receptor sem causar grandes alterações. As características do efluente devem estar de
acordo com os padrões de lançamento fixados em leis vigentes, como a Resolução CONAMA
357/05 (BRASIL, 2005).
Os sistemas de tratamento de águas residuárias, tem por base os processos físicos,
químicos e biológicos. Estes processos reproduzem, em curto período de tempo e em área
reduzida, as etapas que ocorrem no processo natural de autodepuração dos sistemas aquáticos
e criam condições favoráveis para o desenvolvimento rápido de microrganismos que
apresentam intensa atividade decompositora (MIWA, 2007).
2
Os processos de tratamento de esgotos podem ser divididos entre sistemas
simplificados (sem mecanização) e sistemas mecanizados. Dentre os sistemas simplificados
estão as lagoas de estabilização, os sistemas de disposição no solo e os sistemas anaeróbios.
Nos sistemas mecanizados, encontram-se as lagoas aeradas, os sistemas aeróbios com
biofilmes e os sistemas de lodos ativados e variantes. Os processos biológicos são
subdivididos em dois grandes grupos, os aeróbios e os anaeróbios (VON SPERLING, 2005).
Nos processos anaeróbios de tratamento de efluentes são empregados
microorganismos que degradam a matéria orgânica presente no efluente, na ausência de
oxigênio molecular. Para tratamento de esgotos em climas tropicais, apresentam eficiências
elevadas na remoção de matéria orgânica e sólidos em suspensão. Como tratamento primário
apresenta grandes vantagens, tais como: ocupam pequenas áreas; produzem pouco lodo com a
vantagem de ser estabilizado; não consomem energia; não necessitam de equipamentos
eletromecânicos; e requerem construção e operação relativamente simples (CHERNICHARO,
1997).
O Decanto-Digestor abrange diversos tipos de configurações consagradas na prática,
tendo sido precursor do tratamento anaeróbio de esgotos. É geralmente empregado para
tratamento de esgotos de residências, mas pode ser utilizado também para vazões maiores
(ANDRADE NETO, 1997).
Os filtros anaeróbios são reatores que dispõem de uma camada de material suporte
(leito), em cuja superfície ocorre a fixação de microrganismos e o desenvolvimento de
biofilme. O fluxo hidráulico ascendente, horizontal ou descendente, ocorre nos interstícios do
leito formado pelo material suporte, onde também proliferam microrganismos que podem se
agregar na forma de grânulos e flocos (ANDRADE NETO, 1997).
A implantação de estações de tratamento de esgotos eficiente é extremamente
importante para a remoção dos principais poluentes presentes nas águas residuárias,
retornando-as ao corpo d’água sem alteração de sua qualidade.
Neste trabalho será estudada a eficiência do sistema biológico de tratamento de
efluentes da Universidade Federal de Mato Grosso, ao longo de 12 meses, de março de 2008 a
março de 2009, com o objetivo de propiciar uma análise do desempenho desse sistema, cujos
parâmetros levantados servirão de subsídios para outros projetos similares no Estado de Mato
Grosso e em outras regiões, onde as condições ambientais se apresentarem semelhantes.
3
2. OBJETIVOS
O objetivo principal do presente trabalho foi avaliar o desempenho do sistema de
tratamento de efluentes, composto de decanto-digestor e filtro anaeróbio ascendente,
localizado na Universidade Federal de Mato Grosso - Campus Cuiabá, desenvolvendo
procedimentos que poderão se transformar em rotinas, que deverão auxiliar nos processos de
operação e manutenção do sistema.
Objetivos específicos
1. Avaliar o sistema quanto à remoção:
Da carga orgânica e;
De sólidos em suspensão.
2. Determinação da vazão afluente.
4
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
O consumo humano de água poluída, é a principal causa de muitos problemas de
saúde, tais como a diarréia, que mata mais de três milhões de pessoas por ano – na maioria
crianças – e transmite doenças a mais de um bilhão de pessoas. Além do sofrimento às
pessoas, os danos econômicos e ambientais provenientes da poluição da água são enormes. O
tratamento inadequado da água de esgoto agrava a pobreza, através da poluição de fontes
alimentícias dependentes de água, causando doenças e limitando o acesso à água (BANCO
MUNDIAL, 1998).
Se o acesso à água potável melhorou no mundo, o esgoto ainda é desconhecido por 2
bilhões de pessoas no planeta. Um sistema de tratamento de esgotos faz a diferença entre a
saúde e a doença, entre o atraso e o desenvolvimento. A diarréia provocada pela falta de
tratamento de esgoto mata mais crianças no mundo do que a AIDS , a malária e a guerra
juntas. Cinco mil crianças morrem a cada dia por causa de doenças de veiculação hídrica, e o
problema é maior na África e na Ásia (FÓRUM MUNDIAL DA ÁGUA, 2009).
Além de causar doenças e morte, especialmente entre populações menos favorecidas, a
falta de esgotamento sanitário, por si só, gera o aumento das despesas com saúde, maior
número de internações hospitalares (dados do Ministério da Saúde de 2001 indicam que cerca
de 70% das internações hospitalares estão relacionadas com doenças de veiculação hídrica,
que por sua vez estão diretamente ligadas à ausência de tratamento de esgotos sanitários),
maior dispêndio de recursos da Previdência Social (cada dólar investido em saneamento
proporciona a economia de cinco dólares na área da saúde), aumento da mortalidade infantil,
redução da capacidade de trabalho e crescimento do desemprego (AISSE, 2000).
Enquanto o financiamento de projetos de água recebe muita atenção, geralmente as
estruturas sanitárias adequadas não a recebem. Grandes quantidades de água tratada são
trazidas até as áreas urbanas, que produzem grande quantidade de esgotos, cuja água é
geralmente utilizada pela população urbana mais carente. Isso não somente perpetua as
doenças, mas também cria grandes problemas ambientais nos locais à jusante do rio –
especialmente quando os projetos de estruturas sanitárias incluem apenas a coleta de esgoto
sem tratamento adequado. O resultado é que as regiões metropolitanas e grandes cidades
concentram altos volumes de esgoto, que é despejado sem tratamento nos rios e mares que
servem como corpos receptores. Em conseqüência, a poluição das águas que cercam nossas
maiores áreas urbanas é bastante elevada, dificultando e encarecendo, cada vez mais, a
5
própria captação de água para abastecimento (BANCO MUNDIAL, 1998).
De acordo com dados da ANA (2009), há uma boa cobertura dos serviços urbanos de
abastecimento de água no país (89%), com destaque para as regiões hidrográficas do Paraná,
Paraguai e Atlântico Leste. Os maiores problemas quanto à cobertura de atendimento de água
estão concentrados na região Norte. Conforme a Figura 1 pode-se identificar deficiência do
serviço também em áreas litorâneas em diversos pontos da costa brasileira, e em municípios
localizados no semi-árido nordestino. Quanto à região hidrográfica do Tocantins-Araguaia,
seus piores índices concentram-se em sua divisa com a região hidrográfica Amazônica,
especialmente em sua porção norte, onde faz divisa também com a região hidrográfica
Atlântico Nordeste Ocidental, área do estado do Pará e Maranhão e uma porção de Mato
Grosso. Estas três regiões conjuntamente detêm os menores índices de atendimento urbano de
água (72,7%, 75,0% e 75,5% respectivamente).
Figura 1 - Mostra a situação do atendimento urbano de abastecimento de água no Brasil e por
municípios nas regiões hidrográficas. Fonte ANA (2009).
6
Conforme a Figura 2, nota-se que as Regiões Hidrográficas com os melhores índices
de atendimento urbano de água são: Atlântico Leste, com 97,0%, Paraguai, com 96,9%, São
Francisco, 96,2% e Paraná com 95,9% e que apenas quatro regiões apresentaram índices
abaixo de 85%.
Figura 2 - Atendimento urbano de água por região hidrográfica. Fonte ANA (2009).
No Brasil, cerca de 46% da população urbana, não possuem o domicílio conectado às
redes coletoras de esgotos de nossas cidades, cerca de metade dos municípios brasileiros
sequer dispõem deste tipo de infra-estrutura. Somente 35% dos esgotos coletados no país
recebem algum tipo de tratamento, enquanto o restante é despejado in natura nos corpos
d’água superficiais que banham o país ( VARGAS, 2004).
Segundo dados da ANA (2009), com relação ao atendimento urbano de rede coletora
de esgoto, somente 47% da população dispõe deste serviço. Conforme a Figura 3 nota-se que
a coleta de esgotos tem uma maior porcentagem de atendimento em regiões metropolitanas e
capitais de estado, o que não significa necessariamente que esta porção coletada seja tratada
ou tenha destinação adequada.
7
Figura 3 - Atendimento urbano da rede coletora de esgotos. Fonte ANA (2009).
Semelhante ao abastecimento de água, conforme Figura 4, a Região Hidrográfica do
Paraná é a que possui os índices de maior cobertura quanto à coleta de esgotos (74%),
especialmente no estado de São Paulo. Os dados de atendimento urbano de coleta de esgotos
foram baixos em quase todas as regiões hidrográficas, especialmente nas que não possuem
população urbana muito alta. As seguintes regiões tiveram índices abaixo de 10%:
Amazônica, Parnaíba, Tocantins-Araguaia e Uruguai.
Figura 4 - Atendimento urbano de coleta de esgoto por região hidrográfica. Fonte ANA
(2009).
8
Além da baixa cobertura dos serviços de coleta de esgotos, a situação dos serviços de
tratamento (representado pelo volume tratado) é bem pior. Na maioria das regiões
hidrográficas, o volume de esgotos com algum tipo de tratamento é bem baixo. A relação
percentual entre o volume tratado e o coletado é de 47% considerando-se o total do país.
Apenas em regiões onde há um volume muito pequeno de esgoto coletado são obtidos altos
valores percentuais relacionando-se os volumes de esgoto tratado e coletado. A situação é pior
ainda quando se tem em conta que a relação entre o volume de esgotos tratados e o produzido
é de apenas 25,8%. A Figura 5 apresenta o volume de águas residuárias domésticas
produzidas, coletadas e tratadas por região hidrográfica.
Figura 5: Volumes de esgoto tratado por região Hidrográfica. Fonte ANA (2009).
O Estado de Mato Grosso foi o primeiro a municipalizar integralmente os serviços de
saneamento. Por meio da Lei n. 7.358, de 13 de Dezembro de 2000, após 34 (trinta e quatro)
anos de criação da SANEMAT (Companhia Estadual de Saneamento do Estado de Mato
Grosso) o Governo do Estado de Mato Grosso extinguiu a referida sociedade de economia
mista e devolveu as concessões dos serviços de saneamento aos Municípios, isto é, a
devolução aos municípios das funções de gestão dos sistemas de captação, tratamento e
distribuição de água e de coleta de esgotos. O processo de descentralização do saneamento no
Mato Grosso transferiu a gestão dos serviços da extinta SANEMAT para as prefeituras. Os
sistemas de abastecimento de água e coleta de esgoto implantados pela antiga empresa estatal
foram amortizados pelos municípios — as cidades mais pobres ficaram isentas do pagamento.
A medida buscava, por um lado, dissolver a SANEMAT, que era deficitária, e, por outro,
melhorar os serviços de saneamento no Estado. Nesse novo cenário de descentralização, os
9
municípios do Estado de Mato Grosso, cada um a sua maneira, trataram de absorver os novos
serviços (SNIS, 2008).
Cinco anos após esse processo, os impactos da descentralização ainda são tímidos,
pelo menos em termos de cobertura. O saneamento de Mato Grosso, também está deficiente.
Dos 126 municípios cerca de 63% não possuem rede coletora de esgoto. Mais de 70
municípios possuem domicílios com lançamento de esgoto em vala, rios ou lagos. As doenças
de veiculação hídrica que mais afetam os municípios em MT são a dengue e malária. E a
mortalidade infantil por diarréia está presente em 31 municípios. Seis municípios ainda não
possuem rede geral de abastecimento de água. A título exemplificativo, a Pesquisa Nacional
por Amostra de Domicílios, divulgada com base em dados de 2005, pelo Instituto Brasileiro
de Geografia e Estatísticas demonstra que, no Estado de Mato Grosso, apenas 66,5% dos
domicílios particulares possuem rede geral de abastecimento de água, sendo que apenas 44%
dos domicílios particulares possuem acesso à rede de esgoto ou fossa séptica (SNIS, 2008).
Em Cuiabá, o sistema de coleta de esgotos realiza-se por três sistemas distintos:
sistema misto (coleta de águas pluviais e esgoto em um único sistema), sistema separador
absoluto (coleta o esgoto em separado das águas pluviais, ou seja, são dois sistemas de coleta,
um para esgoto e outro para águas pluviais) e pelo sistema condominial (coleta dentro dos
lotes urbanos). Cuiabá possui 47.699 ligações de esgoto, representando 38% das ligações de
água da capital, mas apenas 29% dos esgotos coletados são efetivamente tratados. O principal
sistema é a Estação de Tratamento de Esgoto – ETE Eng. Zanildo Costa Macedo, também
chamada ETE Dom Aquino, do tipo lodo ativado com aeração prolongada e capacidade para
tratar aproximadamente 600 L s-1
. A cidade hoje conta com treze ETEs de médio e grande
porte, vinte ETEs de pequeno porte e 25 estações elevatórias. O tratamento processa-se em
cinco lagoas de estabilização, duas estações de lodo ativado com aeração prolongada, três
reatores anaeróbicos de fluxo ascendente (Rafas), dois decanto-digestores Imnhoff e 21
sistemas de fossas sépticas e filtros anaeróbios (SANECAP, 2007).
A Estação de Tratamento de Esgotos (ETE) da Universidade Federal de Mato Grosso,
é composta de duas séries em paralelo, formadas de um decanto-digestor (DD) retangular,
seguidas de um filtro anaeróbio (FA) com camada suporte de pedras (brita 4) de fluxo
ascendente, localizada dentro da UFMT - Campus Cuiabá. Em 2005 uma parceria entre a
UFMT e a Prefeitura Municipal de Cuiabá, definiu que a Empresa SANECAP (Companhia de
Saneamento da Capital) ficaria responsável pela manutenção dos equipamentos usados na
ETE, tais como bombas, motores e a parte elétrica. No primeiro semestre de 2005, a empresa
10
municipal de saneamento realizou obra completa de recuperação e revitalização da estação,
que já funcionava há vinte anos sem qualquer reforma. Todas as infiltrações foram sanadas,
através de um serviço de impermeabilização e reparos. Além de tratar os esgotos do Campus a
ETE UFMT ainda recebe o efluente bruto de parte do bairro Jardim das Américas.
Os sistemas de tratamento biológico de águas residuárias devem atender alguns
aspectos importantes como a redução da matéria orgânica, portanto redução da Demanda
Bioquímica de Oxigênio (DBO) e de sólidos em suspensão, fornecendo um efluente em
condições que não afetem o equilíbrio do sistema receptor final (MIWA, 2007).
O efluente final das estações de tratamento de esgoto deve atender a certos padrões de
lançamento e simultaneamente não alterar o enquadramento do corpo receptor. Quanto aos
padrões de lançamento de efluentes, a Resolução CONAMA 357/05 (BRASIL, 2005)
estabelece que:
O efluente não deverá causar ou possuir potencial para causar efeitos tóxicos
aos microorganismos no corpo receptor, de acordo com os critérios de
toxicidade estabelecidos pelo órgão ambiental competente, baseados em
resultados de ensaios eco toxicológicos padronizados, utilizando organismos
aquáticos, e realizados no efluente;
O pH deve estar entre 5 a 9;
Temperatura: inferior a 40 ºC, sendo que a variação de temperatura do corpo
receptor não deverá exceder a 3 ºC na zona de mistura;
Materiais sedimentáveis: até 1 mL L-1
em teste de 1 hora em cone Imnhoff.
3.1 Tecnologias para tratamento de esgotos
No campo de tecnologias para tratamento de esgotos, a escolha entre as diversas
alternativas disponíveis é ampla e depende de vários fatores. Dentre eles estão: a área
disponível para a implantação da ETE, a topografia dos possíveis locais de implantação e das
bacias de drenagem e esgotamento sanitário, os volumes diários a serem tratados e variações
horárias e sazonais da vazão de esgotos, as características do corpo receptor de esgotos
tratados, a disponibilidade e o grau de instrução da equipe operacional responsável pelo
sistema; a disponibilidade e custos operacionais de consumo de energia elétrica, o clima e
variações de temperatura da região, a eficiência e confiabilidade do sistema, a vida útil e a
11
disponibilidade de locais e/ou sistemas de reaproveitamento e/ou disposição adequada dos
resíduos gerados pela ETE, o investimento de capital, a expectativa da comunidade
afetada e o atendimento a requisitos legais.
Segundo Von Sperling (2005), não há fórmulas generalizadas para tal, e o bom senso
ao se atribuir a importância relativa de cada fator é essencial. Ainda que o lado econômico
seja fundamental, deve-se lembrar que nem sempre a melhor alternativa é simplesmente a que
apresenta o menor custo em estudos econômico-financeiros. A escolha deve ser a mais
adequada à realidade local.
Os itens críticos para os países em desenvolvimento são: custos de implantação e
operação, sustentabilidade e simplicidade do sistema de tratamento. O grau de remoção dos
poluentes no tratamento, de forma a adequar o lançamento a uma qualidade desejada ou ao
padrão de qualidade vigente, está associado aos conceitos de nível do tratamento e eficiência
do tratamento
Usualmente, consideram-se os seguintes níveis para o tratamento de esgotos:
o Tratamento Preliminar: destina-se a remoção de sólidos grosseiros em
suspensão (materiais de maiores dimensões e os sólidos decantáveis como areia e
gordura). São utilizados apenas mecanismos físicos (gradeamento e sedimentação
por gravidade) como método de tratamento. Esta etapa tem a finalidade de
proteger as unidades de tratamento subseqüentes e dispositivos de transporte
como, por exemplo, bombas e tubulações, além de proteção dos corpos receptores
quanto aos aspectos estéticos.
o Tratamento Primário: destina-se a remoção dos sólidos sedimentáveis e de
pequena parte da matéria orgânica, utilizando-se de mecanismos físicos como
método de tratamento.
o Tratamento secundário: são geralmente constituídos por reatores biológicos,
remove grande parte da matéria orgânica, podendo remover parcela dos nutrientes
como nitrogênio e fósforo. Os reatores biológicos empregados para essa etapa do
tratamento reproduzem os fenômenos naturais da estabilização da matéria orgânica
que ocorreriam no corpo receptor.
12
o Tratamento Terciário: são geralmente constituídos de unidade de tratamento
físico-químico e tem como finalidade a remoção complementar da matéria
orgânica, dos nutrientes, de poluentes específicos e a desinfecção dos esgotos
tratados. O tratamento terciário é bastante raro no Brasil.
3.2 Principais alternativas para o tratamento de esgoto a nível secundário
De acordo com Von Sperling (2005), os tratamentos secundários mais comumente
utilizados no Brasil são os sistemas de lagoas de estabilização, os sistemas de lodo ativados,
os filtros biológicos aeróbios, os sistemas anaeróbios (reatores e filtros anaeróbios) e os
sistemas de disposição no solo. O tratamento secundário geralmente inclui unidades para
tratamento preliminar, mas pode, ou não, incluir as unidades para tratamento primário.
A essência do tratamento secundário de esgotos é a inclusão de uma etapa biológica.
Esses processos são concebidos de forma a acelerar os mecanismos de degradação, que
ocorrem naturalmente nos corpos receptores. Assim, a decomposição dos poluentes orgânicos
degradáveis é alcançada em condições controladas, em intervalos de tempo menores do que
nos sistemas naturais (VON SPERLING, 2005).
3.3 Grau de tratamento
De acordo com Jordão; Pessôa, (1995), o grau e a eficiência de tratamento necessário
serão sempre função do corpo receptor e das características de uso da água a jusante do ponto
de lançamento; da capacidade de autodepuração e diluição do corpo d’água; da legislação
ambiental; e da conseqüência dos lançamentos dos esgotos
Há sempre interesse em se fazer o estritamente necessário em termos de tratamento,
por razões de ordem financeiras. Na verdade, se apenas o tratamento primário for suficiente
do ponto de vista do corpo receptor conforme Tabela 1, não há por que se construir, pelo
menos, de início, uma estação com tratamento completo. Deve-se ter em mente que os
processos mais sofisticados oneram tanto no custo da construção, como no da operação e
manutenção (VON SPERLING, 2005).
13
Os lançamentos de esgotos sanitários, domésticos e industriais nos corpos receptores,
geram dois tipos de conseqüências aos corpos d’água: problemas de natureza ambiental ou
ecológica, em que a presença da matéria orgânica dos esgotos acarreta uma depleção do
oxigênio dissolvido na massa de água e reduz a vida aquática; e problemas de saúde pública,
em que a presença de possíveis agentes transmissores de doenças de veiculação hídrica coloca
em risco a saúde da população (JORDÃO; PESSÔA, 1995).A Tabela 1 apresenta a eficiência
de remoção por tipo de tratamento:
Tabela 1 – Eficiência de remoção de poluentes por tipo de tratamento.
Tipo de
Tratamento
Matéria orgânica
(% remoção
DBO)
Sólidos em
suspensão
(% remoção SS)
Nutrientes
(% remoção
nutrientes
Bactérias
(% remoção)
Preliminar 5 – 10 5 - 20 Não remove 10 - 20
Primário 25 – 50 40 - 70 Não remove 25 - 75
Secundário 80 – 95 65 - 95 Pode remover 70 - 99
Terciário 40 – 99 80 - 99 Até 99 Até 99,999
Fonte: Jordão; Pessôa (1995).
3.4 Vazão de esgotos
A vazão ou descarga de esgotos expressa a relação entre a quantidade do esgoto
transportado em um período de tempo. Assim sendo, o conhecimento da quantidade de esgoto
deverá estar relacionada com a duração de seu escoamento. Normalmente representado pela
letra ―Q‖ tem sua grandeza expressa em litros (L) ou metros cúbicos (m3) por unidade de
tempo, segundo (s), minuto (min), hora (h) ou dia (d). Trata-se da mais importante
característica dos esgotos, indicando o transporte conjunto de todos os seus componentes, tais
como água, matéria sólida (mineral ou orgânica), poluentes químicos, microorganismos. A
característica da vazão e sua variação condicionam o número e as dimensões das unidades de
tratamento e suas canalizações de interligação, em harmonia com os parâmetros de projeto
adotados de acordo com o comportamento físico-químico e biológico dos processos de
tratamento.
14
As características físico-químico-biológicas, em sua maioria, estão relacionadas com
grandezas quantitativas, sendo quase sempre expressas em forma de concentração (mg L-1
, g
m-3
, etc); portanto, a quantidade ou vazão de esgotos (m3 s
-1, m
3 d
-1, etc) influi diretamente na
estimativa da massa de poluentes presentes nos esgotos (kg d-1
, t d-1
, etc), assim como no
dimensionamento das unidades de tratamento e na avaliação dos impactos no meio ambiente
(ar, água, solo). Com base nesse enfoque torna-se indispensável a determinação tão precisa e
exata quanto possível ou exigido, dos parâmetros representativos da quantidade de esgoto a
ser recebido. Para isto, deve-se conhecer ou estimar a vazão de esgoto gerada pelas diversas
atividades ao longo do sistema de coleta, afluente à ETE, bem como o comportamento da
variação desta vazão nos períodos representativos de cada fase de implantação dos sistemas.
Nas regiões onde as etapas construtivas da rede coletora conflitam com as da ETE,
tornam-se necessários estudos específicos de compatibilização das influências da expansão da
rede com as unidades de recalque e tratamento da ETE. A desarmonia de planejamento pode
acarretar características dos esgotos incompatíveis com as elevatórias e com os processos de
tratamento implantados. Este desencontro no planejamento e na implantação dos sistemas –
rede coletora, interceptores e ETE – tem sido a causa de inúmeros problemas na partida
(―start up‖) e nas condições de operação das elevatórias e das unidades de tratamento
(JORDÃO; PESSÔA, 1995).
3.4.1 Variação da vazão
Independente dos aspectos próprios ao consumo de água, a vazão de esgoto afluente a
uma ETE é afetada pelos seguintes fatores principais:
Tipo de esgoto coletado (doméstico ou misto);
Sistema de coleta (unitário ou separador);
Condições climáticas (temperaturas e condições do ano);
Regime de escoamento (por gravidade ou sob pressão);
Etc.
A variação da vazão afluente à ETE pode ser avaliada em função do hidrograma de
vazões na entrada da ETE. No caso de uma rede existente é recomendada a realização de
medições das vazões ao longo do dia.
Variação diária: caracterizada por um coeficiente de variação anual k1 igual ao
15
resultado da divisão da vazão máxima diária pela vazão média diária registrada no
período de um ano; na ausência de determinações locais é usual adotar-se o valor
de 1,2;
Variação máxima horária: caracterizada por um coeficiente de variação k2 igual ao
resultado da divisão da vazão máxima horária pela vazão média horária registrada
no dia de maior contribuição no ano; na ausência de determinações locais é usual
adotar-se o valor 1,5;
Variação mínima horária: caracterizada por um coeficiente de variação k3 igual ao
resultado da divisão da vazão mínima horária pela vazão média horária registrada
no dia de menor contribuição no ano; é usual dotar-se o valor de 0,5.
A variação da vazão está condicionada aos mesmos fatores que influem na geração
dos esgotos. Assim sendo, atingirão valores máximos ou mínimos, em função da incidência
predominante dos fatores atuando simultaneamente ou isoladamente em período de tempo
longo ou instantâneo.
Para comunidades menores ou menores bacias de contribuição o efeito da variação da
vazão será maior. De um modo geral a variação horária tem menor amplitude na parte da
noite, quando a população está dormindo, e torna-se máxima nos períodos de atividades
típicas de uso de banheiros e cozinhas, na parte da manhã e da tarde.
É importante ter-se uma avaliação confiável da vazão máxima, uma vez que influi
diretamente no dimensionamento das unidades da fase líquida do tratamento preliminar e
primário (gradeamento, desarenação e decantação primária), cujas dimensões devem ser
calculadas em função da vazão máxima do dia de maior contribuição. O mesmo procedimento
é recomendado pela ABNT para o dimensionamento das instalações de transporte entre
aquelas unidades, tais como elevatórias, canalizações, medidores, dispositivos de entrada e
saída, bem como órgãos auxiliares naquela fase de tratamento (JORDÃO; PESSÔA, 1995).
3.5 Características Físicas
Segundo Jordão; Pessôa (1995), as características físicas do esgoto (podem ser
interpretadas pela obtenção das grandezas correspondentes às seguintes determinações:
Matéria sólida;
Temperatura;
Cor e Turbidez;
16
Odor.
3.5.1 Matéria sólida
Das características físicas, como observou Jordão; Pessôa (1995), o teor de matéria
sólida é o de maior importância, em termos de dimensionamento e controle de operações das
unidades de tratamento. A remoção de matéria sólida é fonte de uma série de operações
unitárias de tratamento, ainda que represente apenas cerca de 0,08% dos esgotos (a água
compõe os restantes 99,92%).
Classificação da matéria sólida:
A matéria sólida contida nos esgotos é classificada em função de inúmeros fatores,
podendo ser classificada das seguintes maneiras:
a) em função das dimensões das partículas:
sólidos em suspensão;
Sólidos coloidais;
Sólidos dissolvidos.
b) Em função da sedimentabilidade:
sólidos sedimentáveis;
sólidos flutuantes ou flotáveis;
sólidos não sedimentáveis.
c) Em função da secagem, a alta temperatura (550 a 600°C):
sólidos fixos;
sólidos voláteis.
d) em função da secagem em temperatura média (103 a 105°C):
sólidos totais;
sólidos suspensos;
sólidos dissolvidos.
17
De acordo com Pivelli; Kato (2005), no controle operacional de sistemas de
tratamento de esgotos, algumas frações de sólidos, assumem grande importância (conforme
Figura 6). Em processos biológicos aeróbios, como os sistemas de lodos ativados e de lagoas
aeradas mecanicamente, bem como em processos anaeróbios, as concentrações de sólidos em
suspensão voláteis nos lodos dos reatores tem sido utilizadas para se estimar a concentração
de microrganismos decompositores da matéria orgânica, isto porque as células vivas são, em
última análise, compostos orgânicos estão presentes formando flocos em grandes quantidades
proporcionalmente à matéria orgânica abiótica (substratos ou alimentos dos esgotos) nos
tanques de tratamento biológico de esgotos. Embora não representem exatamente a fração
ativa da biomassa presente, os sólidos voláteis têm sido utilizados de forma a atender as
necessidades práticas do controle de rotina.
Nas estações de tratamento de esgotos sanitários e de efluentes industriais
predominantemente orgânicos, ocorrem reduções nas concentrações de sólidos voláteis dos
despejos que são tratados por processos biológicos, além de parcela considerável dos sólidos
em suspensão totais em decantadores.
18
SÓLIDOS
SEDIMENTÁVEIS E
EM SUSPENSÃO
60%
SÓLIDOS
DISSOLVIDOS
40%
SÓLIDOS
FIXOS
10%
SÓLIDOS
VOLÁTEIS
50%
SÓLIDOS
VOLÁTEIS
20%
SÓLIDOS
FIXOS
20%
SÓLIDOS
VOLÁTEIS
70%
SÓLIDOS FIXOS
30%
Figura 6 - Composição dos sólidos nos esgotos. Fonte: Jordão; Pessôa (1995)
SÓLIDOS
TOTAIS
100%
SÓLIDOS
TOTAIS
100%
19
3.5.2 Temperatura
De acordo com Pivelli; Kato (2005), a temperatura é uma condição ambiental muito
importante em diversos estudos relacionados ao monitoramento da qualidade da água. Por um
lado, o aumento da temperatura provoca o aumento da velocidade das reações, em particular
as de natureza bioquímica de decomposição de compostos orgânicos. Por outro lado, diminui
a solubilidade de gases dissolvidos na água, em particular o oxigênio, base para a
decomposição aeróbia.
Estes dois fatores se superpõem, fazendo com que nos meses quentes de verão os
níveis de oxigênio dissolvido nas águas poluídas sejam mínimos, freqüentemente provocando
mortandade de peixes e, em casos extremos, exalação de maus odores devido ao esgotamento
total do oxigênio e conseqüentemente decomposição anaeróbia dos compostos orgânicos
sulfatados, produzindo H2S, o gás sulfídrico (PIVELLI; KATO, 2005).
No campo do tratamento biológico dos esgotos, ainda segundo Pivelli; Kato (2005), a
temperatura da água é normalmente superior à temperatura do ar, uma vez que o calor
específico da água é bem maior do que a do ar. As temperaturas mais elevadas registradas nos
países do hemisfério sul levam a comportamentos diferentes dos registrados em sistemas
existentes no hemisfério norte. Os reatores utilizados no tratamento anaeróbio de efluentes
industriais podem, no Brasil, operar à temperatura ambiente, enquanto que na Europa
necessitam de controle a 35 °C. Os sistemas de lagoas de estabilização são também bastante
favorecidos por este aspecto. Até mesmo entre as diferentes regiões do território brasileiro, as
cargas orgânicas admissíveis nos sistemas de lagoas variam de acordo com as temperaturas
médias registradas. No nordeste e centro-oeste, por exemplo, as cargas aplicáveis são maiores
do que nas regiões sudeste e sul.
Na resolução 357 do CONAMA (BRASIL, 2005), é imposta como padrão de emissão
de efluentes, a temperatura máxima de 40 °C lançados tanto na rede pública coletora de
esgotos como diretamente nas águas naturais.
20
3.5.3 Cor e Turbidez
A cor e turbidez indicam de imediato, o estado de decomposição do esgoto ou sua
condição, a tonalidade acinzentada da cor é típica de esgoto fresco, já a cor preta é típica de
esgoto velho e de uma decomposição parcial (JORDÃO; PESSÔA,1995).
A turbidez não é usada como forma de controle do esgoto bruto, embora não seja
muito freqüente o emprego da turbidez na caracterização de esgotos, é comum dizer-se, por
exemplo, que uma água residuária tratada por processo anaeróbio apresenta turbidez mais
elevada do que se o fosse por processo aeróbio mecanizado, devido principalmente ao arraste
de sólidos provocado pela subida das bolhas de gases resultantes da fermentação, pode ser
medida para caracterizar a eficiência do tratamento secundário, uma vez que ela pode ser
relacionada à concentração de sólidos em suspensão (PIVELLI; KATO, 2005).
3.5.4 Odor
Muitas cidades, principalmente as de clima quente, sofrem com o problema da
exalação de maus odores pela rede coletora de esgotos, a origem desse problema é a redução
anaeróbia do sulfato para sulfeto, com conseqüente liberação do H2S (PIVELLI; KATO,
2005).
Os odores característicos dos esgotos são causados pelos gases formados no processo
de decomposição. Quando o odor é de mofo, razoavelmente suportável, ele é típico de esgoto
fresco. Se o odor é de ―ovo podre‖insuportável, ele é típico de esgoto velho ou séptico, que
ocorre devido à formação de gás sulfídrico, H2S, proveniente da decomposição do lodo
contido no despejo. Odores variados, similares à produtos podres como odor de repolho,
legumes, peixe; matéria fecal; odor de produtos rançosos; devem-se a predominância de
produtos sulfurosos, nitrogenados, ácidos orgânicos, etc. Já quando o odor é diferente ou
específico, este se deve à presença de despejos industriais (JORDÃO; PESSÔA, 1995).
Nas estações de tratamento o mau cheiro eventual pode ser encontrado não apenas no
esgoto em si, se ele chega em estado séptico, mas principalmente em depósitos de material
gradeado, de areia, e nas operações de transferência e manuseio de lodo. Assim, uma atenção
especial deverá ser dada a essas unidades. No entanto, nos casos em que a rede coletora, os
interceptores e as elevatórias são adequadamente projetados, e as ligações correspondentes
21
construídas de modo que o sistema opere com as vazões de projeto, não se caracteriza
qualquer impacto negativo de odor na área da ETE (JORDÃO; PESSÔA, 1995).
3.6 Características Químicas
De acordo com Jordão; Pessôa (1995), a origem dos esgotos permite classificar as
características químicas em dois grandes grupos: matéria orgânica e matéria inorgânica. Cerca
de 70% dos sólidos no esgoto médio são de origem orgânica, geralmente estes compostos
orgânicos são uma combinação de carbono, hidrogênio, e algumas vezes com nitrogênio. Os
grupos de substâncias orgânicas nos esgotos são constituídas principalmente por:
Composto de proteína (40 a 60%): as proteínas são produtoras de nitrogênio e contém
carbono, hidrogênio, nitrogênio, oxigênio, algumas vezes fósforo, enxofre e ferro. O gás
sulfídrico presente nos esgotos é proveniente do enxofre fornecido pelas proteínas. As
proteínas são o principal constituinte do organismo animal, mas ocorrem também em plantas.
Carboidratos (25 a 50%): contêm carbono, hidrogênio e oxigênio. São as primeiras
substâncias a serem destruídas pelas bactérias, com produção de ácidos orgânicos (esgotos
velhos apresentam maior acidez). Entre os principais exemplos de carboidratos estão os
açucares, o amido, a celulose e a fibra de madeira.
Gordura e óleos (10%): gordura é um termo que normalmente é usado para se referir à
matéria graxa, aos óleos e substâncias semelhantes encontradas nos esgotos. Gorduras de
esgotos domésticos podem ser: manteigas, óleos vegetais de cozinha etc. De óleos minerais
derivados do petróleo: querosene, óleo lubrificante. As gorduras e muito particularmente os
óleos minerais são indesejáveis nas unidades de transporte e tratamento dos esgotos porque
aderem às paredes das canalizações, formam escuma, provocam entupimento dos filtros,
interferem e inibem a vida biológica.
A matéria inorgânica contida nos esgotos é formada, principalmente, pela presença de
areia (proveniente de águas de lavagem das ruas, e de águas do subsolo) que chegam às
galerias ou que se infiltram através das juntas das canalizações e de substâncias minerais
dissolvidas (JORDÃO; PESSÔA, 1995).
22
3.7 Processos biológicos
Segundo Jordão; Pessôa (1995), são considerados como processos biológicos de
tratamento de esgotos os processos que dependem da ação de microorganismos presentes nos
esgotos; e que procuram reproduzir, em dispositivos racionalmente projetados, os fenômenos
biológicos observados na natureza, condicionando-os em área e tempo economicamente
justificáveis. Os fenômenos inerentes à alimentação são predominantes na transformação dos
componentes complexos em compostos simples, tais como: sais minerais, gás carbônico e
outros.
Os principais processos biológicos de tratamento são:
Oxidação biológica (aeróbia, como lodos ativados, filtros biológicos, valos de
oxidação, e lagoas de estabilização; e anaeróbia, como reatores anaeróbios de
fluxo ascendente);
Digestão do lodo (aeróbia e anaeróbia, fossas sépticas).
3.8 Metabolismo dos microrganismos
De Acordo com (Jordão; Pessôa, 1995), os principais microorganismos encontrados
nos rios e nos esgotos são: as bactérias, os fungos, os protozoários, os vírus, as algas e os
grupos de plantas e de animais. As bactérias constituíram talvez o elemento mais importante
deste grupo de organismos, responsáveis que são pela decomposição e estabilização da
matéria orgânica, tanto na natureza como nas unidades de tratamento biológico.
Na maior parte dos processos de tratamento de esgotos, com exceção feita às lagoas
facultativas (VON SPERLING, 2005) a luz não penetra significativamente no líquido contido
nos tanques destinados ao tratamento, devido à elevada turbidez do líquido. Com isso, a
presença de microrganismo que têm a luz como fonte de energia (foto autótrofos e foto
heterótrofos) é extremamente limitada. Os organismos de real importância neste caso são,
portanto, os quimioautótrofos e os quimioheterótrofos, denominados apenas como
heterótrofos.
Segundo La Riviére (1980), os processos químicos que ocorrem simultaneamente na
célula bacteriana, conjuntamente denominado metabolismo, podem ser divididos em duas
23
categorias. Uma é desassimilação ou catabolismo, que é a reação de produção de energia, nas
quais ocorre a degradação do substrato. A outra é a assimilação ou anabolismo, que é a
reação que conduz à formação de material celular (crescimento) com o auxílio da energia
liberada na desassimilação.
A remoção da matéria orgânica originária dos esgotos ocorre através dos processos de
desassimilação ou catabolismo. Os dois tipos de catabolismo de interesse no tratamento dos
esgotos são: catabolismo oxidativo, nesse processo ocorre uma reação redox na qual a matéria
orgânica é oxidada por um agente oxidante presente no meio líquido, que pode ser o oxigênio,
o nitrato ou o sulfato. O outro é o catabolismo fermentativo, onde não há nenhum oxidante, o
processo ocorre devido ao rearranjo dos elétrons na molécula fermentada de tal forma que se
formam no mínimo dois produtos. Geralmente há necessidade de várias fermentações
seqüenciais para que os produtos se tornem estabilizados, isto é, não mais susceptíveis à
fermentação (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).
Quando o oxigênio dissolvido é utilizado primeiramente até sua completa exaustão, o
sistema deixa de ser aeróbio. Caso haja nitratos disponíveis no meio líquido, os
microrganismos condicionados a utilizar o nitrato na respiração passam a fazê-lo convertendo
o nitrato a nitrogênio gasoso (desnitrificação). Estas condições recebem um nome específico,
sendo designado como anóxicas, que é a ausência de oxigênio mas com presença de nitratos.
Quando estes se extinguem, têm-se as condições anaeróbias estritas, onde são utilizados os
sulfatos, que são reduzidos a sulfetos, e o dióxido de carbono, que é convertido a metano
(ARCEIVALA, 1981).
3.9 Processos Anaeróbios
Nos sistemas anaeróbios de tratamento, as condições são favoráveis, ou mesmo
exclusivas, ao desenvolvimento de microrganismos adaptados funcionalmente à ausência de
oxigênio. Destacam-se, nesse caso, as bactérias denominadas acidogênicas e metanogênicas:
C6 H12 O6 3 CH4 + 3 CO2 + Energia
A matéria orgânica foi apenas convertida a uma forma mais oxidada (CO2) e em outra
forma mais reduzida (CH4). No entanto, a maior parte do CH4 é desprendida para a fase
gasosa, resultando em uma efetiva remoção da matéria orgânica (MEDEIROS FILHO, 2000).
24
3.10 Digestão Anaeróbia
As águas residuárias de origem doméstica ou com características similares são
denominadas de esgotos sanitários ou simplesmente esgotos. Seus diversos constituintes
presentes, em função do impacto produzido no meio ambiente, podem ser reunidos em quatro
grupos: sólidos em suspensão, matéria orgânica, nutrientes e organismos patogênicos
(PINHO, 1993).
O processo de digestão é desenvolvido por uma seqüência de ações realizadas por uma
gama muito grande e variável de bactérias, no qual pode-se distinguir quatro fases
subseqüentes: hidrólise, acidogênese, acetogênese e metanogênese. Tem-se, então, uma
cadeia sucessiva de reações bioquímicas, onde inicialmente acontece a hidrólise ou quebra das
moléculas de proteínas, lipídios e carboidratos até a formação dos produtos finais,
essencialmente gás metano e dióxido de carbono (CAMPOS et al., 1999).
A decomposição anaeróbia é, pois, um processo biológico envolvendo diversos tipos
de microrganismos, na ausência do oxigênio molecular, com cada grupo realizando uma etapa
específica, na transformação de compostos orgânicos complexos em produtos simples, como
os já citados metano e gás carbônico (VAN HAANDEL; LETTINGA, 1994).
Na decomposição bioquímica da matéria orgânica presente no esgoto, uma larga
variedade de bactérias saprófitas hidrolisam e convertem o material complexo em compostos
de menor peso molecular. Entre os compostos de menor peso molecular formados os
principais são os ácidos graxos de menor cadeia molecular tais como o acético, o propiônico,
o butírico, que aparecem misturados a outros componentes importantes. Estes ácidos são
chamados de ácidos voláteis porque eles podem ser volatilizados sob pressão atmosférica. O
acúmulo de ácidos voláteis pode ter um efeito desastroso sobre a digestão anaeróbia se a
capacidade de tamponação for extrapolada e o pH descer para níveis desfavoráveis (SAYED,
1987).
Em unidades de digestão anaeróbia operando em condições estabilizadas, dois grupos
de bactérias trabalham em harmonia para realizarem a destruição da matéria orgânica. Os
organismos saprófitos carreiam a degradação para o estágio ácido e, então, as bactérias
metanogênicas completam a conversão em metano e dióxido de carbono (VAN HAANDEL,
1994).
Quando a população de bactérias metanogênicas é suficiente e as condições são
favoráveis, elas utilizam os produtos finais das saprófitas tão rapidamente quanto estas o
25
produzem. Assim, ácidos não são acumulados, mantendo as condições de tamponação e
fazendo com que o pH permaneça em níveis favoráveis às bactérias metanogênicas. Sob estas
condições a taxa de ácidos voláteis presentes em lodos em processo de digestão anaeróbia
varia de 50 a 250 mg L-1
, expressa como ácido acético (JHUNG; CHOI, 1995).
Bactérias metanogênicas são comuns na natureza e algumas são freqüentes nos
esgotos domésticos e em lodos derivados deles. Sua população, contudo, é muito pequena
comparada com as saprófitas. Esta disparidade em números é a razão de problemas
encontrados no início de processos em unidades de digestão. Esgotos com insuficiente
capacidade de tamponação, quando submetido à fermentação anaeróbia, os ácidos voláteis são
produzidos em uma velocidade superior à capacidade de consumo da quantidade de bactérias
metanogênicas presentes, de modo que o tampão é rapidamente consumido e a presença de
ácidos livres existentes faz o pH decair (VAN HAANDEL, 1994).
Para valores de pH inferiores a 6,5, a ação de bactérias metanogênicas fica seriamente
prejudicada, mas as bactérias saprófitas só sofrem inibição quando o pH desce a valores
inferiores a 5,0. Sob estas condições desbalanceadas as concentrações de ácidos voláteis
continuam a crescer até níveis de 2000 a 6000 mg L-1
ou mais, dependendo da concentração
de lodo presente. A digestão metanogênica ativa nunca pode se desenvolver em tais misturas a
não ser que o lodo seja diluído ou neutralizado com a adição de algum composto, como a
NaOH, de modo a resultar um pH favorável à ação das bactérias metanogênicas (SAYED,
1987).
Ácidos voláteis são formados tão imediatamente como durante a degradação anaeróbia
de carboidratos, proteínas e gorduras. A Figura 7 apresenta alguns dos muitos passos através
da qual o esgoto complexo tal como lodo de esgoto doméstico devem passar durante a
conversão em gás metano. Ácido propiônico resulta como um intermediário principalmente
da fermentação dos carboidratos e proteínas presentes, e acima de 30% do complexo é
convertido para este ácido para posterior conversão em gás metano (VAN HAANDEL;
LETTINGA, 1994).
26
O sucesso na operação de unidades com digestão anaeróbia depende da manutenção
satisfatória do balanceamento entre as bactérias metanogênicas e saprófitas. As bactérias
metanogênicas são mais radicalmente afetadas pelas mudanças de pH e temperatura que as
bactérias saprófitas. Inibições causadas por um ou outro destes fatores resulta na diminuição
da taxa de destruição de ácidos voláteis e, conseqüentemente, os ácidos voláteis começam a
acumular no sistema. As bactérias saprófitas são conhecidas por se reproduzirem mais
rapidamente que as metanogênicas (GUJER; ZEHNDER, 1983).
Contudo o aparecimento de condições desfavoráveis pode ser detectada quase que
imediatamente em comparação com o que pode ocorrer após vários dias em outros métodos,
com a simples medição rotineira do pH. Mais uma razão para justificar a extrema importância
da determinação de condições de desbalanceamento na unidade de digestão (PINHO, 1993).
Segundo Gujer; Zehnder (1983), este processo de biodegradabilidade da matéria
orgânica presente no esgoto, desde as macromoléculas orgânicas complexas até o biogás,
requer a mediação de vários grupos diferentes de microrganismos. Para digestão anaeróbia de
proteínas, carboidratos e lipídios (a maior parte do material orgânico pertence a esses grupos)
Figura 7 - Resumo da seqüência de processos na digestão anaeróbia de macromoléculas
complexas. Fonte: Van Haandel; Lettinga (1994).
ÁGUAS RESIDUÁRIAS DOMÉSICAS COM
MATERIAL ORGÂNICO EM SUSPENSÃO
PROTEÍNAS CARBOIDRATOS LIPÍDEOS
AMINOÁCIDOS AÇUCARES ÁCIDOS GRAXOS
PRODUTOS INTERMEDIÁRIOS
PROPIONATO BUTIRATO ETC
ACETATO HIDROGÊNIO
METANO
Hidrólise
Acidogênese
Acetogênese
Metanogênese Fermentação
Metanogênica
Acidificação
27
pode-se distinguir quatro partes diferentes no processo global da conversão, descritas a seguir:
3.10.1 Hidrólise
Neste processo o material orgânico particulado é convertido em compostos dissolvidos
de menor peso molecular. O processo requer a interferência das chamadas exo-enzimas que
são excretadas pelas bactérias fermentativas. As proteínas degradam-se através de
(poli)peptidas para formarem aminoácidos; os carboidratos transformam-se em açúcares
solúveis (mono e dissacarídeos) e lipídios são convertidos em ácidos graxos de cadeia longa
de C (C15
a C17
) e glicerina. Em particular, a taxa de conversão de lipídios abaixo de 20 ºC
torna-se muito baixa (VAN HAANDEL; VERTON, 1994).
De acordo com Chernicharo (1997) os compostos dissolvidos, gerados no processo de
hidrólise ou liquefação, são absorvidos nas células das bactérias fermentativas e, após a
acidogênese, excretadas como substâncias orgânicas simples como ácidos graxos voláteis
(AGV), alcoóis, ácido lático e compostos minerais (CO2, H2, NH3, H2S, etc.).
O que acontece:
As bactérias atacam alimentos e compostos de mais fácil assimilação;
Assimilação dos compostos nitrogenados solúveis, amiláceos, gorduras;
Produção de ácidos orgânicos, bicarbonatos, gás carbônico e sulfídrico;
Conseqüente queda do pH, variando de 5,1 a 6,8 atingindo valores até 4,0;
Odor pútrido.
3.10.2 Acidogênese
Acidogênese é a conversão dos produtos da acidogênese em compostos que formam os
substratos para a produção de metano: acetato, hidrogênio e dióxido de carbono. Uma fração
de aproximadamente 70% da DQO originalmente presente converte-se em ácido acético,
enquanto o restante da capacidade de doação de elétrons é concentrado no hidrogênio
formado. Dependendo do estado de oxidação do material orgânico a ser digerido, a formação
de ácido acético pode ser acompanhada pelo surgimento de dióxido de carbono ou hidrogênio
(CHERNICHARO, 1997).
28
O que acontece:
Ataque aos ácidos orgânicos e compostos nitrogenados com produção de ácidos
amoniacais e carbonatos ácidos;
Gases de decomposição em volume reduzido, principalmente nitrogênio, hidrogênio e
gás carbônico;
O pH se eleva até 8,0;
Forte mau cheiro (indol, mercaptans, gás sulfídrico);
Lodo acinzentado ou amarelo produzindo sobrenadante (parte líquida).
3.10.3 Metanogênese
A metanogênese, em geral, é o passo que limita a velocidade do processo de digestão
como um todo, embora a temperaturas abaixo dos 20 ºC a hidrólise possa se tornar também
limitante (GUJER; ZEHNDER, 1983). Metano é produzido pelas bactérias acetotróficas a
partir da redução de ácido acético ou pelas bactérias hidrogenotróficas a partir da redução de
dióxido de carbono.
Tem-se as seguintes reações catabólicas:
(a) metanogênese acetotrófica: CH3COOH → CH4 + CO2
(b) metanogênese hidrogenotróficas: 4H2 + CO2 → CH4 + 2H2O
As bactérias que produzem metano a partir de hidrogênio crescem mais rapidamente
que aquelas que usam ácido acético, de modo que as metanogênicas acetotróficas geralmente
limitam a taxa de transformação de material orgânico complexo presente no esgoto para
biogás.
Os diferentes grupos de bactérias que transformam o material orgânico afluente têm
atividade catabólica e anabólica. Desse modo, paralelo à liberação de diferentes produtos de
fermentação, há a formação de novas células, dando origem a quatro populações bacterianas
no digestor anaeróbio. Por conveniência, muitas vezes os três primeiros processos juntos são
chamados de fermentação ácida, que deve ser completada com a fermentação metanogênica
(MEDEIROS FILHO, 2000).
29
O que acontece:
Ataque às matérias mais resistentes (proteínas, ácidos orgânicos, aminoácidos e outros
compostos nitrogenosos);
Gaseificação ativa e muito intensa , produção de gás metano (75-85%) e gás carbônico
(10-20%);
Grande quantidade de enzimas;
A gaseificação diminui e finalmente cessa;
O pH sobe para 6,8 até 7,4;
O lodo torna-se negro com odor de alcatrão;
O lodo adquire efeito tampão, não se alterando o pH, mesmo com a adição de ácidos e
álcalis;
A DBO é reduzida e o lodo adquire condições de estabilidade.
Quando o material orgânico é utilizado como fonte de energia, então ele é transformado
em produtos estáveis num processo chamado catabolismo.
No processo denominado anabolismo o material orgânico transforma-se e é incorporado
na massa celular. O anabolismo é um processo que consome energia e somente é viável se o
catabolismo estiver ocorrendo simultaneamente e fornecendo a energia necessária para a
síntese do material celular. Conclui-se que os processos de catabolismo e anabolismo são
interdependentes e que sempre ocorrem simultaneamente (QUARMBY; FORSTER, 1995).
3.11 Fatores que afetam o desempenho de reatores anaeróbios
3.11.1 Tampões
Tampões são substâncias que fazem com que uma solução resista à mudanças de pH
quando nela são adicionados ácidos ou bases ou estes se formam em seu meio. Em muitas
situações, alterações no pH devem ser evitadas durante o desenvolvimento de um determinado
processo, a presença de compostos com estas propriedades e em quantidades suficientes é
essencial. Basicamente soluções tampões são formadas por misturas de ácidos fracos e seus
sais ou bases fracas e seus correspondentes sais (CHERNICHARO, 1997).
30
3.11.2 Alcalinidade
Alcalinidade é a capacidade da solução em neutralizar ácidos. A alcalinidade de águas
naturais é devida principalmente ao sistema carbônico originado da dissolução de CO2
atmosférico e da lixiviação de solos ricos em compostos carbonatados. Como a alcalinidade é
originada de sais de ácidos fracos e bases fortes e tais substâncias atuam como tampões na
resistência a quedas do pH quando há adição de ácidos, a alcalinidade é, assim, uma medida
da capacidade de tamponação e, neste sentido, é um parâmetro muito usual na prática do
tratamento de águas residuárias e de lodos (OLIVA, 1997).
Em águas poluídas anaeróbias, sais de ácidos fracos tais com acético, propiônico e
hidrossulfúrico, podem ser produzidos e também contribuiriam para a alcalinidade. Em outros
casos, amônia ou hidróxidos devem fazer uma contribuição à alcalinidade total da água. Para
essas águas, deve-se diferenciar da alcalinidade de bicarbonato por ser esta última, mais
quantitativamente significativa para o grau de tamponamento (CHERNICHARO, 1997).
3.12 Digestão anaeróbia como processo de tratamento de esgotos
Denomina-se tratamento anaeróbio de esgotos qualquer processo de digestão que
resulte na transformação da matéria orgânica biodegradável, na ausência de oxidante externo,
com produção de metano e dióxido de carbono, deixando na solução aquosa subprodutos
como amônia, sulfetos e fosfatos (DIXON et al., 1995).
Os defensores desse tipo de tratamento freqüentemente citam como vantagens do
processo anaeróbio, que a degradação do material orgânico é acompanhada da produção de
energia na forma de metano, enquanto que a produção de lodo é muito menor se comparada
com processos aeróbios 67% de anabolismo neste contra apenas 30% no anaeróbio (VAN
HAANDEL; LETTINGA, 1994).
Devido às baixas taxas de crescimento das bactérias anaeróbias tem-se redução dos
custos de transporte, de tratamento e de disposição final do lodo. O lodo produzido em
excesso é altamente estabilizado e geralmente sua desidratabilidade é excelente. Não há
custos de aeração, pois tratamentos anaeróbios não exigem a presença de oxigênio livre como
os aeróbios. Independente desta recente evolução, a digestão anaeróbia já era aplicada desde o
início do século para o tratamento de esgoto, mas a eficiência nos chamados sistemas
31
clássicos, por exemplo tanques Imnhoff, fossas sépticas e lagoas anaeróbias, era muito menor
que aquela nos sistemas aeróbios (OLIVA, 1997).
A justificativa deste crescente interesse baseia-se no fato de que foram identificados
dois pré-requisitos para o tratamento anaeróbio ser eficiente na remoção de sólidos em
suspensão e da DBO: a contenção de uma grande massa bacteriana anaeróbia imobilizada pela
formação de flocos e grânulos e a promoção do contato intensivo entre o material afluente e
esta massa interna do sistema de tratamento (MIETTINEN et al., 2004).
A pesquisa intensificada a partir da década de setenta levou ao desenvolvimento de
vários sistemas de tratamento anaeróbio, muito mais eficientes do que os sistemas clássicos.
Em todos estes sistemas, chamados de segunda geração, existe um determinado mecanismo
para reter o lodo de modo a se manter uma massa bacteriana grande no sistema. Enquanto
isto, a intensificação do contato do líquido entre o afluente e o lodo no sistema de tratamento
foi substancialmente melhorada com a passagem do afluente em fluxo ascendente em vez do
tradicional escoamento horizontal (MIETTINEN et al., 2004).
3.13 Sistemas Anaeróbios de alta taxa
Tratando-se de reatores de alta taxa, especificamente, as vantagens relevantes são que
os sistemas anaeróbios podem ser implantados a custos mais baixos que os sistemas aeróbios,
devido à simplicidade dos reatores normalmente utilizados, por não consumirem energia
elétrica, por poderem ser localizados praticamente em qualquer lugar e em várias escalas, por
suportarem altas taxas orgânicas, por produzirem pequenas quantidades de lodo, pelo fato dos
microrganismos poderem permanecer longos períodos sem alimentação e por poderem ser
combinados com sistemas de pós-tratamento, caso haja necessidade (OLIVA, 1997).
3.14 Atividade Metanogênica Específica (AME)
As principais reações bioquímicas no tratamento da água residuárias são aquelas
relativas às remoções de compostos carbonados e nitrogenados. Os ciclos do carbono,
nitrogênio e fósforo não podem ser considerados isolados, pois as transformações bioquímicas
que ocorrem nestes processos estão interligadas e, em ambientes aquáticos, são muito
32
complexas. Em sistemas de tratamento de esgoto, quando se fala em remoção de carbono,
utiliza-se a Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) e a Demanda Química de Oxigênio
(DQO), com intuito de simplificar tendo em vista a complexidade das transformações
bioquímicas (GOMES et al., 1996) .
Em lagoa anaeróbia e fundo de lagoa facultativa, segundo Mara; Pearson (1986), estão
presentes vários gêneros microbianos quimio-organotróficos que degradam moléculas
orgânicas de proteínas, carboidratos e lipídeos, como Flavobacterium, Alcaligenes,
Pseudomonas e Escherichia. Estes organismos, quando degradam as moléculas complexas,
abastecem outros com os produtos da degradação, como os ácidos orgânicos de cadeia curta
para a metanogênese (MARA; PEARSON, 1986).
O processo de metanogênese é considerado como o principal envolvido na degradação
da matéria orgânica e, conseqüentemente, na remoção de carbono. Para que isto ocorra, é
necessário que o pH esteja entre 6,4-7,2 e que as temperaturas estejam acima de 15 ºC, já que
o processo é inibido a temperaturas abaixo desta. Este fato resulta em dificuldade de aplicação
destes sistemas de tratamento em locais de altas latitudes. Neste caso, a metanogênese seria
inibida, o que resultaria em não remoção de carbono e, conseqüente maior sedimentação de
matéria orgânica. A eficiente remoção de carbono também se deve ao estabelecimento da
camada de lodo da lagoa (MARA; PEARSON, 1986).
Anaerobiamente ocorre degradação dos compostos orgânicos pelas bactérias
anaeróbias dando origem a novas células, ácidos orgânicos, metano, sulfeto, água, dióxido de
carbono e hidrogênio. Na remoção aeróbia, as bactérias aeróbias degradam os compostos
orgânicos consumindo oxigênio e dando origem a novas células, dióxido de carbono e água.
A remoção de carbono orgânico foi resumida por Miettinen et al., (2004).
Quando a água residuária entra na zona anaeróbia do sistema, as partículas maiores
sedimentam. Tanto os sólidos sedimentáveis quanto os compostos orgânicos dissolvidos
sofrem decomposição anaeróbia, enquanto o nitrogênio orgânico é convertido a nitrogênio
amoniacal (reações de amonificação). Na zona aeróbia, as bactérias degradam a maioria da
matéria orgânica. A remoção do nitrogênio completa-se com as reações de nitrificação-
desnitrificação. Na presença de oxigênio, ocorrem a nitrificação, quando o nitrogênio
amoniacal é oxidado pelas bactérias nitrificantes a nitrito, água e hidrogênio. Logo após, o
nitrito é oxidado a nitrato. No final, ocorre a desnitrificação. Este é um processo que ocorre
sob condições anóxicas onde o nitrato é utilizado como aceptor de elétrons dos compostos
orgânicos pelas bactérias desnitrificantes gerando nitrogênio molecular, dióxido de carbono,
33
água e novas células. Este nitrogênio molecular é liberado para a atmosfera (MIETTINEN et
al., 2004).
Em relação ao metabolismo dos compostos inorgânicos, a desnitrificação permite aos
microrganismos utilizarem aceptores de elétrons alternativos para obter energia sob condições
limitadas de oxigênio. A nitrificação quimiolitotrófica deriva energia da oxidação do
nitrogênio amoniacal a nitrito. A redução do nitrato a nitrogênio amoniacal ocorre sob
condições limitadas de oxigênio, como um processo que permite a dissipação do excesso de
força redutora e a produção de nitrogênio amoniacal para a assimilação pelas algas ou para
suportar o crescimento anaeróbio com nitrato ou nitrito como aceptores alternativos de
elétrons. A reação de oxidação anaeróbia do nitrogênio amoniacal (ANAMOX) converte
amônia e nitrito a nitrogênio gasoso. A fixação microbiana de nitrogênio converte nitrogênio
gasoso a nitrogênio amoniacal para assimilação. Reações envolvendo espécies inorgânicas de
nitrogênio provêm uma rica variedade de sistemas enzimáticos para estudos bioquímicos (YE;
THOMAS, 2001).
Em condições anaeróbias a hidrólise de proteínas é mais lenta do que a de
carboidratos, sendo, portanto, comum a concentração destas macromoléculas ser menor. A
biodegradação de carboidratos solúveis é geralmente mais rápida e quase total em condições
anaeróbias (MIWA, 2007).
3.15 Tratamento da fase sólida (lodo)
O tratamento dos subprodutos sólidos gerados nas diversas unidades é uma etapa
essencial do tratamento dos esgotos. Ainda que o lodo possa na maior parte das etapas do seu
manuseio ser constituído de 95% de água, apenas por conveniência é designado por fase
sólida, visando distingui-lo do fluxo do líquido sendo tratado (fase líquida). De maneira geral
os subprodutos sólidos gerados no tratamento dos esgotos são: material gradeado, areia,
escuma, lodo primário, lodo secundário e lodo químico (VON SPERLING, 2005).
Na verdade, o tratamento e a disposição final do lodo constituem muitas vezes
problemas particularmente difíceis ou complexos, face às grandes quantidades que podem ser
geradas, à dificuldade em se encontrar locais adequados ou seguros para o destino final do
lodo seco, à própria distância de transporte, aos custos, aos impactos ambientais, e às
características de operação e processo. No caso de esgotos sanitários, o lodo gerado na fase
34
líquida do tratamento se apresenta como um líquido com concentração de sólidos muito baixa,
da ordem de 1 a 5% em peso (JORDÃO; PESSÔA, 1995).
3.15.1 Aspectos Gerais, Qualitativos
Quatro fatores principais entre os constituintes do lodo são de maior importância para
a escolha dos processos de tratamento e disposição final, como:
Matéria orgânica;
Nutrientes;
Organismos patogênicos;
Metais pesados, produtos químicos orgânicos, substâncias tóxicas.
A matéria orgânica no lodo é representada pela relação sólidos voláteis/sólidos totais,
em % SV/ST. Valores típicos para lodo gerado em estações de tratamento de esgotos
domésticos estão na faixa de 75 a 85%. A verificação do percentual de SV/ST é importante
em relação aos processos de estabilização biológica (digestão), de incineração, de aplicação
no solo, de produção de fertilizantes, e como indicador para potenciais problemas de odor nos
casos de armazenagem e manuseio. Os nutrientes presentes no lodo do esgoto têm
importância maior no caso das opções de aplicação no solo para produção de fertilizantes. O
lodo é excelente produto para a produção de compostos, inclusive com o lixo urbano.
Em relação à possibilidade de transmissão de doenças, o lodo seco não é considerado
um material perigoso. No entanto, a constatação da presença de ovos de áscaris requer
cuidados especiais no manuseio do lodo. Recomenda-se:
O lodo cru, não digerido, não deve ser usado para fins agrícolas;
O lodo, em qualquer estágio, não deve ser utilizado em hortas ou em culturas
de vegetais ingeridos crus.
A presença de substâncias tóxicas, compostos químicos orgânicos, metais, estes geral,
está associada à presença de despejos industriais no esgoto. No esgoto sanitário, portanto
predominantemente de origem doméstica, mas com alguma parcela de despejos industriais, é
usual encontrar-se pequena parcela medida como massa – mg Kg-1
. A presença dessas
substâncias, ou elementos, pode ser favorável, como metais em baixas concentrações –
micronutrientes no solo. Em concentrações elevadas, inibem o tratamento biológico, são
tóxicos para as plantas, animais, ao homem, contaminam os produtos agricultáveis, e ao solo
de áreas de aterro, por lixiviação (JORDÃO; PESSÔA, 1995).
35
4. ESTAÇÃO DE TRATAMENTO DE ESGOTOS DA UFMT, CAMPUS CUIABÁ
4.1 Breve histórico
Na década de 70, período da construção da Universidade Federal de Mato Grosso, o
sistema de tratamento de esgoto localizava-se nas proximidades do Instituto de Linguagens e
da piscina da universidade. Com o crescimento da população acadêmica e conseqüentemente
do Campus, houve a necessidade de se construir uma nova e maior unidade que atendesse a
essa demanda. Em 1984 foi projetada a nova estação de tratamento de esgotos, e construída
em 1985, nos arredores do Ginásio de Esportes e pista de corrida da UFMT.
4.2 Ampliação
Em 1994, um acordo realizado entre a Companhia de Saneamento do Estado de Mato
Grosso (SANEMAT) e a UFMT através do Departamento de Engenharia Sanitária e
Ambiental (DESA), firmou uma parceria na qual a SANEMAT realizaria a construção de uma
rede coletora no bairro Jardim das Américas, dessa forma o esgoto bruto da primeira etapa
seria encaminhado através de uma estação elevatória para a ETE Dom Aquino e o esgoto
bruto da terceira etapa seria encaminhado por gravidade para a ETE da UFMT. Os motivos
desse acordo foram justificados por pesquisas que demonstraram que a ETE do Campus
funcionava abaixo de sua capacidade, sendo que na época encontrava-se com uma vazão de
10 a 12 L s-1
nas unidades. No início das operações a estação de recalque da UFMT foi
monitorada pelo Setor de Operação e Manutenção da SANEMAT.
Devido à mudanças administrativas da SANEMAT no ano de 1999, a partir do ano
de 2000 o sistema passou a funcionar em parceria com a Companhia de Saneamento da
Capital (SANECAP). Neste mesmo ano foi detectado pela SANECAP e pelo Departamento
de Engenharia Sanitária e Ambiental (DESA) que o sistema, mais precisamente os reatores
encontravam-se com inúmeros vazamentos, impossibilitando seu funcionamento normal,
necessitando desta maneira, de reformas para vedação e correção dos problemas.
A SANECAP e a Prefeitura Municipal, através de convênio com a Fundação Nacional
de Saúde (FUNASA), conseguiram recursos para a ampliação do sistema de coleta da sub-
bacia 19 (Córrego Barbado). Esta ampliação consistia na construção de um coletor tronco às
36
margens do Córrego Barbado de modo que atendesse a comunidade à jusante dessa sub-bacia,
no caso, os Bairros Canjica e Bela Vista. A partir daí, definiu-se que uma parte do esgoto
seria interligada ao coletor tronco do Córrego do Barbado pertencente a sub-bacia 19 e a outra
parte iria para a ETE UFMT. Ficou definido também neste convênio, através da Diretoria da
SANECAP, que as ações realizadas para a recuperação da ETE da UFMT fariam parte do
―Projeto Barbado Vivo‖, elaborado pelo Ministério Público Estadual (MPE).
4.3 Reformas
No primeiro semestre de 2005 a SANECAP realizou obra completa de recuperação e
revitalização da estação, que já funcionava há vinte anos sem qualquer reforma. Todos os
vazamentos foram fechados, através de um serviço de impermeabilização e reparos. A
SANECAP ficou responsável pela manutenção dos equipamentos usados na ETE, tais como
bombas, motores e a parte elétrica; e a UFMT responsável pelo pagamento das despesas com
energia elétrica e o monitoramento do sistema.
4.4 Situação atual
Atualmente a ETE funciona com uma vazão de 19,2 L s-1
, recebendo o efluente da
terceira etapa do bairro Jardim das Américas (sub-bacia 19) e todo o efluente da própria
universidade. O sistema de tratamento é composto de duas séries em paralelo, formadas de
decanto-digestor, filtro anaeróbio (ascendente) e pelo leito de secagem do lodo, conforme a
Figura 8. Embora a ETE tenha sido projetada com capacidade para funcionar com as duas
séries, apenas uma série mantém o seu funcionamento, a outra encontra-se desativada devido
à baixa vazão que o sistema recebe.
4.5 Sistema de Recalque
O sistema de recalque foi construído aproveitando-se a topografia local, e destinado a
trabalhar com pequenas vazões e baixas alturas manométricas. A casa de máquinas foi
construída em alvenaria e abriga o quadro de comando da bomba de recalque. O poço de
37
sucção possui 5 x 2 metros, a tubulação é de aço galvanizado e possui diâmetro de 200 mm,
com velocidade mínima de 0,60 m s-1
. Embora tenha sido projetado para funcionar com três
(03) bombas de recalque, apenas uma encontra-se em constante funcionamento tendo a
seguinte especificação: marca Flygth 3085, 6 CV de potência e 15 a 220 V. O sistema de bóia
é liga/desliga, do tipo Cabaça, nível inferior e nível superior. Do poço de sucção o efluente é
encaminhado ao decanto-digestor, passando antes por um vertedor triangular de Leo-lite 0,40
x 0,60 x 0,40 metros, projetado para medir a vazão e dividi-las em duas partes iguais e
encaminhar o efluente para as duas câmaras em séries. Vertedores triangulares são
particularmente recomendados para medição de vazões abaixo de 30 L s-1
, o ângulo de
construção é de 90º e é representado pela fórmula de Thomson conforme a equação 1:
Equação 1
Q= 1,40 . H5/2
Em que: Q= vazão (m s-1
); H= altura da lâmina de água (m)
4.6 Decanto-Digestor e Filtro Anaeróbio ascendente
O decanto-digestor e o filtro anaeróbio formam duas séries em paralelo, estão semi-
enterrados, possuem formato retangular com volume total de 100 m3 e 1,20 metros de altura.
O filtro anaeróbio ascendente possui 1,20 metros de enchimento de material inerte, sendo
este suporte um leito de pedras de brita 4, apoiado em fundo falso que acumula em sua
superfície os microrganismos (biomassa), responsáveis pela remoção da matéria orgânica
dissolvida, sendo que o efluente é descarregado pelo topo. O efluente final é lançado no
Córrego do Zoológico da UFMT, que deságua no córrego Barbado, e este por sua vez deságua
no Rio Cuiabá.
38
4.7 Leito de secagem do lodo
O sistema é complementado com o leito de secagem do lodo, composto por três
canteiros de 6 x 8,5 metros. Em janeiro de 2008, após quatro anos de funcionamento, o lodo
foi descartado e disposto nos canteiros de secagem. Não foi monitorado o volume de descarte
desse lodo, sabendo-se apenas este volume é muito baixo e que o lodo não recebe nenhum
tipo de tratamento específico antes de sua disposição final e até o presente momento ainda
não é utilizado.
Fonte: Adaptado de Google Earth, 2008.
Figura 8 - Estação de Tratamento de Esgotos UFMT Campus Cuiabá.
39
5. MATERIAL E MÉTODOS
5.1 Área de Estudo
A ETE localiza-se na Universidade Federal de Mato Grosso - Campus Cuiabá nas
coordenadas geográficas 15º 36’ 03‖ S e 56º 04’ 01‖ W, conforme Figura 9. O clima no
Estado de Mato Grosso é caracterizado como tropical chuvoso com nítida estação seca. A
região é caracterizada por dois períodos distintos: um menos chuvoso, de maio a setembro, e
outro chuvoso, de outubro a abril, segundo dados obtidos do CPTEC-INPE/INMET Estação
Cuiabá (32590). A precipitação pluviométrica anual no estado pode atingir médias muito
elevadas, algumas vezes superiores a 2.750 mm (Embrapa, 2006). Em Cuiabá o índice
pluviométrico anual varia de 1250 a 1500 mm e a temperatura média anual varia entre 25 ºC e
32 ºC (MAITELLI, 1994).
Segundo a Coordenação de Recursos Humanos (CRH) da Pró-Reitoria Administrativa,
a população atual do Campus é de aproximadamente 13.000 pessoas, sendo em torno de
10.000 acadêmicos e em torno de 3.000 professores e demais servidores da Instituição
(PROAD/UFMT, 2008).
Todo o efluente da universidade é encaminhado para a ETE UFMT e depois de
tratado é lançado no Córrego do Zoológico que deságua diretamente no córrego Barbado. O
córrego Barbado percorre uma faixa total de 9,26 km de extensão e ao longo de todo o seu
percurso apresenta canalizações e contribuições de água pluvial e é um afluente da grande
bacia do Rio Cuiabá, principal curso de água do Estado de Mato Grosso e principal fonte de
abastecimento de água para as cidades de Cuiabá e Várzea Grande, o que torna ainda mais
importante a minimização dos impactos que possam causar na qualidade da água dessa bacia .
Em muitos dos trechos ocorreu a sistematização da coleta de esgoto pelo órgão
público (SANECAP), mas ainda há considerável lançamento direto de esgoto in natura
especialmente pelos moradores mais antigos, nas canalizações de água pluvial, sendo
conduzido, portanto, para dentro do córrego. Nos bairros do baixo curso deste córrego,
praticamente todo o trecho foi retificado e recebeu uma canalização de concreto aberto, não
apresentando mais a mata ciliar nas suas margens, apenas uma pequena arborização. Também
nesse trecho apresenta muitas empresas e lojas comerciais, produtoras de resíduos altamente
impactantes ao ambiente, principalmente resíduos sólidos que são despejados diretamente no
curso de água.
40
Fonte: Adaptado de Google Earth, 2008.
Figura 9. Localização da área de estudo ETE - UFMT Campus Cuiabá.
5.2 Medição da vazão afluente
A medição da vazão afluente foi monitorada mensalmente durante 24 horas de março
de 2008 a março de 2009. A Figura 10 ilustra a casa de máquinas e a Figura 11 a casa de
máquinas e o poço de sucção. Na casa de máquinas foi conectado ao quadro de comando da
bomba de recalque um rádio-relógio, desta forma cada vez que a bomba era acionada o rádio-
relógio também acionava, determinando assim o tempo em que a bomba era acionada ou
desligada. O tempo em que a bomba permanecia ligada forneceu o volume de esgoto bruto
lançado do poço de sucção para o decanto-digestor. Por meio desse volume determinou-se a
vazão afluente no sistema ao longo de 24 horas, segundo a equação 2:
Equação 2
Q = q . ∆T. 60
Em que Q = vazão média (L s-1
); q = vazão constante (L s-1
); ∆T= variação do tempo (s)
Bairro Jardim das Américas
UFMT
Shopping 3 Américas
Restaurante
Universitário
Área de
Estudo
Ginásio de
Esportes
Córrego Barbado
41
Durante a medição de vazão realizada em 24 horas houve a coleta composta do
efluente a cada uma hora.
FIGURA 5. Casa de Máquinas. FIGURA 6. Poço de Sucção.
Figura 10– Casa de máquinas. Figura 11 – Casa de máquinas e poço de
sucção.
5.3 Coleta composta
A coleta composta foi realizada mensalmente junto com a monitoração da vazão
afluente. Foi coletada a cada uma (1) hora, uma alíquota de 500 mL de amostra de cada ponto.
As amostras coletadas foram despejadas em galões de plásticos com capacidade de 5 litros
cada um, e em cada ponto foram utilizados 3 galões armazenados em uma caixa de isopor e
refrigeradas com gelo. Após 12 horas as amostras coletadas foram levadas ao laboratório e
uma nova barra de gelo era reposta na caixa de isopor até que se completasse 24 horas, ou
seja, ao término da coleta, e então eram novamente levadas ao laboratório. A partir daí as
amostras de cada ponto foram misturadas transformando-se em amostra composta e em
seguida feitas as determinações de cada variável.
5.4 Pontos de coleta
Na Figura 12 é apresentado o desenho esquemático dos pontos de amostragem. Os
pontos de coleta de amostra estão localizadas: no ponto 1 (P1) entrada do sistema que recebe
o esgoto bruto conforme Figura 13, no Ponto 2 (P2) saída do decanto-digestor (DD) conforme
Figura 14 e no Ponto 3 (P3) saída do filtro anaeróbio (FA) conforme Figura 15, da série em
funcionamento.
42
DD DD
FA FA
Vertedor
Casa de
máquinas
Poço de
sucção
Leito de
secagem do
lodo
Leito de
secagem do
lodo
P1
P2
P3
CÓRREGO BARBADO
Córrego Zôo UFMT
Figura 12 - Desenho esquemático ETE UFMT Campus Cuiabá e pontos de amostragem.
Legenda:
DD – decanto-digestor
FA – filtro anaeróbio
P1 – ponto 1
P2 – ponto 2
P3 – ponto 3
43
FIGURA 8. Ponto 1 entrada do sistema que recebe o esgoto bruto.
Figura 13 - Entrada do esgoto bruto no sistema de tratamento (P1).
FIGURA 9. Ponto 2 saída do Decanto-Digestor .
Figura 14 –Saída do efluente do decanto-digestor (P2).
Figura 15 - Saída do efluente do filtro anaeróbio (P3).
44
5.5 Amostragem
As amostragens foram realizadas durante 12 meses, no período de março de 2008 a
março de 2009. Em julho não houve medição de vazão e coleta composta, devido ao recesso
na UFMT. A Tabela 2 apresenta as datas da medição de vazão em 24 horas e coleta composta.
Tabela 2 - Dias e horários de amostragem na ETE UFMT Campus Cuiabá.
Mês / Ano Dia Início/Término Dia da semana
Março/08 10-11 18h22 -18h24 seg e ter
Abril/08 07-08 16h55-17h05 seg e ter
Maio/08 06-07 07h45-08h00 ter e qua
Junho/08 17-18 07h45-07h51 ter e qua
Agosto/08 25-26 06h41-06h43 seg e ter
Setembro/08 01-02 06h37-06:45 seg e ter
Outubro/08 20-21 07h13-07h22 seg e ter
Novembro/08 11-12 18h56-19h00 ter e qua
Dezembro/08 01-02 07h25-07h56 seg e ter
Janeiro/09 26-27 07h32-07h42 seg e ter
Fevereiro/09 27-28 07h30-07h42 sex e sab
Março/09 23-24 18h15-19h25 seg e ter
45
5.6 Variáveis físico-químicas
As variáveis físicas e químicas foram analisadas no afluente bruto, efluente do
decanto-digestor e efluente do filtro anaeróbio. Estas análises contribuíram para a avaliação
do desempenho, da qualidade do efluente final e da eficiência do sistema.
A temperatura do ar foi obtida através do site www.satelite.cptec.inpe.br (CPTEC-
INPE/INMET), Estação Cuiabá (32590), Tipo MET, sendo fixado o horário de 08h00 da
manhã para medição da temperatura do ar em todas as datas monitoradas.
A temperatura do esgoto de cada ponto de coleta foi determinada in situ através de
termômetro de mercúrio manual. O potencial Hidrogeniônico (pH), Alcalinidade, Demanda
Bioquímica de Oxigênio (DBO), Demanda Química de Oxigênio (DQO), Fósforo, Nitrogênio
Total Kjeldahl (NTK) e as frações de Sólidos foram determinadas em laboratório.
As amostras de DBO foram diluídas com quantidade adequada de ―água de diluição‖
(AWWA, 1998) e os frascos âmbar aferidos foram incubados à temperatura de 20 ºC por
cinco dias. A fração de sólidos foi determinada utilizando-se pré-filtros AP45 (Millipore)
previamente calcinados.
O Nitrogênio Total Kjeldahl foi determinado apenas nos meses de Março/08,
Abril/2008, Maio/2008 (determinadas no laboratório DESA/UFMT). Devido a problemas
técnicos no equipamento do laboratório de análises físico-químicas do DESA, em
Janeiro/2009, Fevereiro/09 e Março/2009 o NTK foi determinado no laboratório da empresa
Sanelab.
Todas as análises e determinações, conforme Tabela 3, foram realizadas nos
Laboratórios do Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental – DESA/UFMT, de
acordo com as recomendações de AWWA (1998).
46
Tabela 3 - Variáveis físico-químicas analisadas.
VARIÁVEIS
UNIDADES
FREQUÊNCIA
MÉTODOS
ANALÍTICOS
Temp. do Ar ºC mensal Termométrico
Temp. do
Efluente ºC mensal
Termométrico
pH Adimensional mensal Potenciométrico
Alcalinidade mg Ca CO3 L-1
mensal Titulação/potenciométrico
DBO mg L-1
mensal Diluição/Incubação
DQO mg L-1
mensal Oxidação pelo dicromato
de potássio em meio ácido.
P mg L-1
mensal
Digestão com persulfato-
colorimétrico do ácido
ascórbico.
ST mg L-1
mensal Pré-filtro, microfibra de
vidro 45
STF mg L-1
mensal Pré-filtro, microfibra de
vidro 45
STV mg L-1
mensal Pré-filtro, microfibra de
vidro 45
SST mg L-1
mensal Pré-filtro, microfibra de
vidro 45
SSF mg L-1
mensal Pré-filtro, microfibra de
vidro 45
SSV mg L-1
mensal Pré-filtro, microfibra de
vidro 45
SDT mg L-1
mensal Pré-filtro, microfibra de
vidro 45
SDF mg L-1
mensal Pré-filtro, microfibra de
vidro 45
SDV mg L-1
mensal Pré-filtro, microfibra de
vidro 45
S.Sed. mL L-1
mensal Cone de Imhoff
Vazão m3 d
-1 mensal
47
6. RESULTADOS e DISCUSSÃO
O regime de funcionamento da ETE é praticamente contínuo, apesar de que o sistema
é alimentado de forma intermitente. O tempo de detenção hidráulico (TDH) representa o
tempo médio de permanência das moléculas de águas em uma unidade de tratamento,
alimentada continuamente, o TDH para este tipo de reator é de 8 a 12 horas.
A estação elevatória não possui gradeamento na entrada, permitindo então que o
esgoto bruto chegue ao sistema trazendo consigo todo tipo de material orgânico e inorgânico,
podendo dificultar ou até mesmo prejudicar o sistema de tratamento, causando colapso na
bomba de recalque do sistema elevatório e carreando para o vertedouro materiais de maiores
dimensões os quais ficam ali retidos, principalmente na época chuvosa. Durante o período de
estudo, observou-se que ficaram depositadas no interior do vertedouro grande quantidade de
areia, restos de pequenos ossos, plásticos e uma densa camada de argila (lama).
Apesar deste tipo de sistema de tratamento possuir custo de operação e manutenção
muito baixos, algumas vezes o sistema para de funcionar devido ao colapso sofrido nas
bombas de recalque, e como não existe monitoramento, isso geralmente é observado ou
descoberto pelos próprios estudantes quando realizam pesquisas no local de estudo, ou pelos
funcionários da empresa conveniada responsáveis pela manutenção elétrica do sistema, que
fazem a vistoria apenas uma vez na semana. Durante todo o período da pesquisa, o sistema
teve seu funcionamento prejudicado poucas vezes, e em todas as vezes a empresa conveniada
foi imediatamente acionada, a solicitação foi rapidamente atendida e seu restabelecimento
normalizado.
48
6.1 RESULTADOS
Variação da vazão
A Figura 16 apresenta a variação da primeira medição da vazão realizada nos dias 10 e
11 de março de 2008. Houve chuvas fortes durante as 24 horas da medição, a precipitação
diária no dia anterior e nos dias de medição e coleta foi de 15, 16 e 21mm, respectivamente. O
tempo que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi 18 horas e 24 minutos, e a
vazão média foi de 5,20 L s-1
ou 449,28 m3
d-1
. Devido a uma queda de energia no Campus,
nota-se que ocorreu um pico no horário das 18h45 até às 20h15 do dia 10 que, apesar da
bomba de recalque ter sido desligada, considerou-se esse tempo como se o sistema estivesse
recebendo o esgoto sem intervalos de desligamento da bomba. A maior variação da vazão foi
observada entre 07h00 até 14h00 da manhã do dia 11.
0
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Hora
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L s
-1)
Figura 16 – Variação da vazão do dia 10/03/2008 às 18h22 a 11/03/2008 às 18h24.
A Figura 17 apresenta a variação da segunda medição da vazão que foi realizada em
07 e 08 de abril de 2008. Não houve chuvas, o céu permaneceu aberto o dia todo, a
precipitação diária no dia anterior e nos dias de medição e coleta foi de 37, 37 e 38 mm,
respectivamente. O tempo que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi 9
horas e 49 minutos, e a vazão média foi de 2,22 L s-1
ou 191,80 m
3 d
-1. Maiores variações
foram observadas entre 19h00 e 22h00 do dia 07 e entre 08h00 e 16h00 do dia 08.
49
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L s
-1)
Figura 17 – Variação da vazão do dia 07/04/2008 às 16h55 a 08/04/2008 às 17h05.
A Figura 18 apresenta a variação da terceira medição da vazão realizada em 06 e 07de
maio de 2008. Não houve chuvas, o céu esteve limpo e claro o dia todo, a precipitação diária
no dia anterior e nos dias de medição e coleta foi de 1,25, 1,30 e 1,28mm, respectivamente. O
tempo que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi 8 horas e 10 minutos, e a
vazão média foi de 1,84 L s-1
ou 158,97 m3 d
-1. Pequenas variações foram observadas ao
longo das 24 horas de medição.
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Hora
Vazão
méd
ia (
L s
-1 )
Figura 18 – Variação da vazão do dia 06/05/2008 às 07h45 a 07/05/2008 às 07h53.
A Figura 19 apresenta a variação da quarta medição da vazão realizada em 17 e 18 de
junho de 2008. Não houve chuvas e o céu permaneceu aberto o dia todo, a precipitação diária
no dia anterior e nos dias de medição e coleta foi de 4, 4 e 4mm, respectivamente. O tempo
50
que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi de exatas 7 horas, e a vazão
média foi de 1,89 L s-1
ou 163,29 m3 d
-1. Maiores variações da vazão foram observadas entre
08h00 e 15h00 do dia 17.
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Hora
Vazão
méd
ia (
L s
-1)
Figura 19 – Variação da vazão do dia 17/06/2008 às 07h45 a 18/06/2008 às 07h51.
A Figura 20 apresenta a variação da quinta medição da vazão realizada em 25 e 26 de
agosto de 2008. Não houve chuvas, o céu esteve limpo e claro o dia todo, a precipitação diária
no dia anterior e nos dias de medição e coleta foi de 7, 8 e 7,50mm, respectivamente. O tempo
que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi 7 horas e 30 minutos, e a vazão
média foi de 1,87 L s-1
ou 161,56 m
3 d
-1. Maiores variações da vazão ocorreram entre 10h00
e 18h00 do dia 25.
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Hora
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ia (
L s
-1)
Figura 20 – Variação da vazão do dia 25/08/2008 às 06h41 a 26/08/2008 às 06h:43.
51
A Figura 21 apresenta a variação da sexta medição da vazão realizada em 01 e 02 de
setembro de 2008. Não houve chuvas e o céu permaneceu aberto o dia todo, a precipitação
diária no dia anterior e nos dias de medição e coleta foi de 7,50, 8 e 7,50mm, respectivamente.
O tempo que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi 6 horas e 55 minutos, e
a vazão média foi de 1,82 L s-1
ou 157,24 m3 d
-1. Não houve grandes variações da vazão ao
longo das 24 horas de medição.
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mé
dia
(L
s-1
)
Figura 21 – Variação da vazão do dia 01/09/2008 às 06h37 a 02/09/2008 às 06h45.
A Figura 22 apresenta a variação da sétima medição da vazão realizada em 20 e 21 de
outubro de 2008. Houve pancadas de chuva no dia da medição e choveu forte nos dias
anteriores, contribuindo para o aumento da vazão em relação ao mês anterior. A precipitação
diária no dia anterior e nos dias de medição e coleta foi de 68, 65 e 65 mm, respectivamente.O
tempo que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi 12 horas e 56 minutos, e a
vazão média foi de 2,92 L s-1
ou 252,41 m3 d
-1. Nota-se que a variação da vazão foi maior no
dia 20 pois houve chuvas fortes no dia anterior à medição.
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3
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5
Hora
Vazão
méd
ia (
L s
-1)
Figura 22 – Variação da vazão do dia 20/10/2008 às 07h13 a 21/10/2008 às 07h22.
52
A Figura 23 apresenta a variação da oitava medição da vazão realizada em 11 e 12 de
novembro de 2008. Ocorreram algumas pancadas de chuvas, porém menos intensas que no
mês anterior, portanto, não contribuindo para o aumento da vazão. A precipitação diária no
dia anterior e nos dias de medição e coleta foi de 42, 43 e 52mm, respectivamente. O tempo
que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi 9 horas e 15 minutos, e a vazão
média foi de 2,37 L s-1
ou 204,76 m3 d
-1. Maiores variações da vazão foram observadas ao
final da medição entre 14h00 e 19h00 do dia 12.
0
1
2
3
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5
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6
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1
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8
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5
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6
Hora
Vaz
ão m
édia
(L
s-1)
Figura 23 – Variação da vazão do dia 11/11/2008 às 18h56 a 12/11/2008 às 19h00.
A Figura 24 apresenta a variação da nona medição da vazão realizada em 01 e 02 de
dezembro de 2008. Novamente ocorreram pancadas de chuvas na área de estudo, mas chuvas
moderadas na região, porém menos intensas que no mês de novembro. A precipitação diária
no dia anterior e nos dias de medição e coleta foi de 92, 92 e 10mm, respectivamente. O
tempo que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi 6 horas e 53 minutos, e a
vazão média foi de 2,13 L s-1
ou 184,03 m3
d-1
. Apresentou pequenas variações do longo das
24 horas. Foi a menor vazão registrada durante todo o período da pesquisa.
0
1
2
3
07:2508:21
09:1310:08
11:0111:55
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14:3515:28
16:2217:21
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20:5322:31
00:1502:06
04:036:02
07:29
Hora
Vaz
ão m
édia
(L
s-1)
Figura 24 – Variação da vazão do dia 01/12/2008 às 07h25 a 02/12/2008 às 07H56.
53
A Figura 25 apresenta a variação da décima medição da vazão realizada em 26 e 27 de
janeiro de 2009. Ocorreram pancadas leves de chuvas, um pouco mais intensas que do mês
anterior, contribuindo para um pequeno aumento da vazão. A precipitação diária no dia
anterior e nos dias de medição e coleta foi de 130, 130 e 136mm, respectivamente. O tempo
que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi 8 horas e 30 minutos, e a vazão
média foi de 2,40 L s-1
ou 207,36 m3 d
-1. Menores variações foram observadas durante a
madrugada.
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1
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3
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2
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7
Hora
Vaz
ão m
édia
(L
s-1)
Figura 25 – Variação da vazão do dia 26/01/2009 às 07h32 a 27/01/2009 às 07h42.
A Figura 26 apresenta a variação da décima primeira medição da vazão realizada em
27 e 28 de fevereiro de 2009. Houve chuvas intensas nos dias anteriores, e chuva fraca no dia
da medição, fazendo com que ocorresse um considerável aumento da vazão. A precipitação
diária no dia anterior e nos dias de medição e coleta foi de 260, 290 e 300mm,
respectivamente. O tempo que a bomba de recalque permaneceu em funcionamento foi 13
horas e 22 minutos, e a vazão média foi de 4,07 L s-1
ou 351,64 m3 d
-1. O gráfico apresenta
um pico na variação da vazão no dia 27, que deve-se ao tempo que a bomba de recalque
permaneceu acionada sem intervalos de desligamentos, 5 horas e 43 minutos, podendo ter
sido influenciada pelas elevadas precipitações do dia anterior. Nos demais intervalos de
tempo a bomba de recalque permaneceu acionada entre 6 a 15 minutos ao longo das 24 horas
de medição.
54
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20
40
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80
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07:3
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:06
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919
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323
:04
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:37
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1
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505
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06:1
207
:02
Hora
Vazão
méd
ia (
L s
-1)
Figura 26 – Variação da vazão do dia 27/02/2009 às 07h30 a 28/02/2009 às 07h42.
A Figura 27 apresenta a variação da décima segunda e última medição da vazão
realizada em 23 e 24 de março de 2009. Houve chuvas intensas até as 14h00 do dia 23 e após
chuva fina e freqüente. A precipitação diária no dia anterior e nos dias de medição e coleta foi
de 154, 156 e 185mm, respectivamente. O tempo que a bomba de recalque permaneceu em
funcionamento foi 20 horas e 39 minutos, e a vazão média foi de 10,4 L s-1
ou 898,56 m3 d
-1.
Assim como no mês anterior, houve um pico na variação da vazão do dia 23 no início da
medição, quando a bomba de recalque permaneceu acionada durante 5 horas e 43 minutos
ininterruptos. Outro pico na variação foi observado no dia 24 quase ao final da medição, a
bomba de recalque permaneceu acionada durante 4 horas e 24 minutos. O mês de março de
2009 foi o que apresentou a maior vazão durante toda a pesquisa, embora proporcional a
março de 2008.
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20
40
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5
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Hora
Vazão
méd
ia (
L s
-1)
Figura 27 – Variação da vazão do dia 23/03/2009 às 18h15 a 24/03/2009 às 19h25.
55
De acordo com os resultados de medição da vazão afluente, a maior vazão média foi
em março/09 e a menor vazão média foi em setembro/08 conforme Figura 28. A maior
precipitação diária no dia anterior e nos dias de medição e coleta, ocorreu em fevereiro/09 e a
menor precipitação em maio/08.
Considerando que em março/09 foi o início das aulas na universidade podendo ter
ocorrido aumento no número de estudantes freqüentando o Campus, e dezembro/08 o recesso
das aulas, as variáveis vazão média e precipitação não coincidiram. Também observou-se que
a diluição na concentração do esgoto não ocorreu devido à alagamentos e infiltrações pois a
água pluvial não interferiu no tratamento de esgoto da ETE.
0
2
4
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10
12
mar/08 abr/08 mai/08 jun/08 ago/08 set/08 out/08 nov/08 dez/08 jan/09 fev/09 mar/09
Mês
Vazão
méd
ia (
L s
-1)
Figura 28 – Vazão média afluente no período de março de 2008 a março de 2009.
56
6.2 Análises físico-químicas
A temperatura do ar apresentou mínima de 14 ºC em junho/08 e máxima de 25 ºC em
março e novembro de 2008, com média de 21ºC, conforme Figura 29.
Figura 29 – Temperatura do ar no período de março/2008 a março/2009.
A temperatura do esgoto no sistema é um dos fatores ambientais mais importantes na
digestão anaeróbia, uma vez que afeta os processos biológicos de diferentes formas. Para uma
boa eficiência do tratamento a temperatura do sistema deve ser superior a 25° C (COSTA et
al., 2006). A temperatura do esgoto no sistema (Figura 30) para o esgoto bruto ficou entre
25ºC e 31 ºC, na saída do decanto-digestor entre 25 ºC e 32 ºC e na saída do filtro anaeróbio
entre 26 ºC e 32 ºC. A temperatura média no sistema foi 29 ºC, e manteve-se na faixa
favorável ao crescimento microbiano, indicando estreita correlação com a temperatura
ambiente
Figura 30 – Temperatura do esgoto no período de março/2008 a março/2009.
0
4
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16
20
24
28
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36
M ARÇO ABRIL M AIO JUNHO AGOSTO SETEM BRO OUTUBRO NOVEM BRO DEZEM BRO JANEIRO FEVEREIRO M ARÇO
Mês
Tem
pera
tura
esg
oto
( º
C )
Ponto1 Ponto 2 Ponto 3
0
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30
M ARÇO ABRIL M AIO JUNHO AGOSTO SETEM BRO OUTUBRO NOVEM BRO DEZEM BRO JANEIRO FEVEREIRO M ARÇO
Mês
Tem
per
atu
ra d
o a
r (
ºC )
57
Com relação ao pH, o crescimento satisfatório das bactérias ocorre numa faixa de 6,5 e
8,2 (COSTA et al., 2006). A Figura 31 apresenta os resultados obtidos para pH no sistema
durante toda a pesquisa, com variação entre 6,66 a 7,76 condizendo com os valores para um
bom desempenho do sistema.
Figura 31 – Valores de pH no período de março/2008 a março/2009.
A alcalinidade expressa a capacidade de tamponamento do meio. O pH está
diretamente relacionado com a alcalinidade e com ácidos voláteis presentes no sistema. As
relações que existem entre os microrganismos e o pH são bastante estreitas, isto é, cada grupo
de bactérias atua em uma faixa própria de pH. Nos processos biológicos o controle é
realizado pela alcalinidade a bicarbonato (BJORNSSON, 2001 apud MIWA, 2007). De
acordo com Metcalf; Eddy (1991) a concentração de alcalinidade para esgotos tipicamente
domésticos é 200 mg L-1
, 100 mg L-1
e 50 mg L-1
para esgotos forte, médio, fraco,
respectivamente. Maiores concentrações de alcalinidade no esgoto bruto foram observadas
em dezembro/08 (287 mg L-1
) e menor em março/08 (127 mg L-1
), conforme Figura 32. No
DD a maior concentração também foi em dezembro/08 (285 mg L-1
) e a menor em
fevereiro/09 (113 mg L-1
). No FA a maior concentração foi em dezembro/08 (300 mg L-1) e a
menor fevereiro/09 (102 mg L-1
). Diferentemente do que ocorreu com todas as outras
variáveis analisadas na pesquisa, apenas a alcalinidade apresentou características típicas de
esgoto doméstico forte que variou em todo o sistema entre 102 mg L-1
a 300 mg L-1
mas que
promoveu uma capacidade de tamponamento no sistema que garantiu que o pH do esgoto
permanecesse numa faixa ideal resultando em constante alcalinidade.
6,0
6,2
6,4
6,6
6,8
7,0
7,2
7,4
7,6
7,8
8,0
M ARÇO ABRIL M AIO JUNHO AGOSTO SETEM BRO OUTUBRO NOVEM BRO DEZEM BRO JANEIRO FEVEREIRO M ARÇO
Mês
pH
( a
dim
en
sio
nal
)
Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
58
0
50
100
150
200
250
300
350
M ARÇO ABRIL M AIO JUNHO AGOSTO SETEM BRO OUTUBRO NOVEM BRO DEZEM BRO JANEIRO FEVEREIRO M ARÇO
Mês
Alc
ali
nid
ad
e (
mg
Ca C
O3 L
-1 )
ponto 1 ponto 2 ponto 3
Figura 32– Concentrações de alcalinidade no período de março/2008 a março/2009.
Segundo Metcalf; Eddy (1991), para valores típicos de esgoto doméstico temos para a
DBO as concentrações de 400 mg L-1
220 mg L-1
e 110 mg L-1
para esgoto forte, médio e
fraco, respectivamente. Conforme a Figura 33 os valores de DBO, no esgoto bruto a maior
concentração foi 66 mg L-1
em março/08 e a menor 25 mg L-1
em abril/08. No DD a maior
concentração de DBO foi 34 mg L-1
em setembro/08 e a menor 15 mg L-1
em março/08. No
FA a maior concentração de DBO obtida foi 24 mg L-1
em dezembro/08 e a menor 11 mg L-1
em março/09. No DD maior eficiência observada foi 77% em março/08 e a menor 16% em
abril/08. No FA a maior eficiência foi 42% em fevereiro/09 e a menor 14% em abril/08. A
DBO esteve muito baixa em todos os períodos, estando muito abaixo daquelas observadas por
Metcalf; Eddy (1991). Isto pode ter ocorrido devido às altas precipitações que podem
ocasionar uma diluição do esgoto da ETE UFMT nas épocas chuvosas além de operar com
baixa carga orgânica. Como pode ser observado nas amostragens, a DBO não apresentou
concentrações maiores no período da seca, isso pode estar relacionado ao grande desperdício
de água nos banheiros do Campus, quando torneiras e vasos sanitários não recebem
manutenção e reparos adequados. Outro ítem a ser observado é o lançamento de resíduos
líquidos dos laboratórios de pesquisa, que podem estar lançando na ETE UFMT resíduos de
metais pesados que mesmo em concentrações muito baixas podem causar a inibição da
atividade biológica no sistema. Outros estudos devem ser realizados para avaliar o quanto o
esgoto muito diluído chega à estação de tratamento, influenciando na sua DBO e
conseqüentemente na eficiência do sistema.
59
0
10
20
30
40
50
60
70
M ARÇO ABRIL M AIO JUNHO AGOSTO SETEM BRO OUTUBRO NOVEM BRO DEZEM BRO JANEIRO FEVEREIRO M ARÇO
Mês
DB
O (
mg
L-1
)ponto 1 ponto 2 ponto 3
Figura 33 – Concentrações de DBO no período de março/2008 a março/2009.
Estudo feito por Andrade Neto (2000), revelou que um sistema composto por
decanto-digestor seguido filtros anaeróbios pode operar com eficiência maior que 80% na
remoção de DQO. A título de comparação, a caracterização físico-química dos efluentes
produzidos pela Universidade Federal de Ouro Preto (UFOP), realizada por Bertolino et all,
(2008) apresentou concentrações de DQO entre 402 a 892 mg L-1
e eficiência em torno de
76%, considerando que essa ampla faixa de variação poderia estar associada ao lançamento de
efluentes de natureza mais complexa, característico dos laboratórios de ensino e pesquisa
daquela Instituição. De acordo com Metcalf; Eddy (1991), esgotos tipicamente domésticos
apresenta concentrações de DQO em torno de 1000 mg L-1
, 500 mg L-1
, 250 mg L-1
para
forte, médio e fraco, respectivamente. Os resultados obtidos nesse estudo revelam uma vez
mais que o esgoto da ETE pode ser considerado muito fraco. Conforme Figura 34, com
relação a concentrações de DQO foram obtidos os seguintes valores 60 a 128 mg L-1
, 30 a 95
mg L-1
e 20 a 102 mg L-1
, para esgoto bruto, DD e FA respectivamente. Revelando um
pequeno aumento na DQO desta última unidade, principalmente na época de estiagem, e em
que o clima se apresentou mais ameno.
Neste estudo, analisando apenas o DD verificou-se maior eficiência 63% em
março/08 e menor 17% em fevereiro/09, não houve remoção de DQO apenas em
novembro/09. Este desempenho do DD revela a ação biológica tanto nos sólidos
sedimentados quanto na parcela solúvel. No FA a maior eficiência registrada foi 67% em
maio/08, seguida de 33% em março/08; em abril, junho, agosto e setembro/08 não houve
remoção, nos outros meses a DQO apresentou eficiência entre 2% e 16%, muito abaixo do
esperado.
60
De acordo com Andrade Neto et al., (1999), os filtros com pedras, utilizando a brita
comercial mostraram-se mais eficientes que a brita nº 4 e esta, por sua vez, mais eficiente que
o seixo rolado. A utilização de brita comercial apresentou a mais alta remoção da DQO,
contudo, o uso de brita comercial (38 mm) implica em maior risco de colmatação do leito
filtrante (preenchimento dos interstícios por lodo) e por isto requer esgotamento mais
freqüente do filtro. O custo da brita comercial é bem menor que o das outras pedras mas o
custo da brita pode justificar esta inconveniência da colmatação. A continuação das pesquisas
deverão ser realizadas para indicar o real problema de tão baixa remoção de DQO no filtro
anaeróbio.
0
20
40
60
80
100
120
140
M ARÇO ABRIL M AIO JUNHO AGOSTO SETEM BRO OUTUBRO NOVEM BRO DEZEM BRO JANEIRO FEVEREIRO M ARÇO
Mês
DQ
O
( m
g L
-1 )
Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
'
Figura 34 – Concentrações de DQO no período de março/2008 a março/2009.
Com relação a outro nutriente essencial para o processo biológico, de acordo com
Leckie; Stumm (1970) apud Santos (2006), existem várias evidências de que esgotos
domésticos bruto e os efluentes de ETEs são as maiores fontes de nitrogênio e fósforo.
Segundo esses autores, entretanto, é muito difícil estabelecer quanto de fósforo deveria ser
removido, por exemplo, em uma ETE, porque a concentração de fósforo em um corpo
receptor não pode ser prevista meramente a partir da quantidade de fósforo nele disposta e das
condições hidráulicas e hidrográficas. A quantidade de fósforo em um corpo d’água pode ser
afetada mais fortemente pelo tempo de detenção do fósforo (que depende da biota, das
relações de mistura, e das trocas com o sedimento) do que pelo suprimento deste nutriente.
Para Metcalf; Eddy (1991) concentrações de fósforo total para esgotos domésticos
considerados fracos devem estar na faixa de 4 mg L-1
. Deve-se salientar que não foram
determinadas análises de fósforo em março/08. A Figura 35 apresenta as concentrações de
fósforo total, sendo a maior concentração no esgoto bruto de 2,12 mg L-1
em abril/08 e a
61
menor 0,78 mg L-1
em março/09. No DD a maior concentração foi 2,07 mg L-1
em abril/08 e
a menor 0,51 mg L-1
em outubro/08. No FA a maior concentração foi 2 mg L-1
em
novembro/08 e a menor 0,57 mg L-1
em março/09. Melhor eficiência do sistema da remoção
de fósforo total foi verificada em outubro/08. O estudo revela que o sistema apresenta
quantidades de fósforo total proporcionais à concentração da DBO e DQO presentes no
efluente bruto. O sistema estudado não tem como função a remoção de fósforo, mas apresenta
concentrações suficientes para a manutenção da relação C:N:P.
Apesar da dificuldade em estabelecer criteriosamente quanto fósforo pode ser lançado
em um corpo hídrico, em muitos países são empregadas medidas legais que estabelecem
critérios, por meio de diferentes mecanismos, para limitar a disposição de fósforo total em
corpos hídricos receptores. A Resolução CONAMA Nº 357 de 17/03/2005, que substitui a
Resolução CONAMA Nº 20 de 18/06/1986, passou a estabelecer padrões de qualidade a
serem mantidos considerando não apenas a classe dos corpos receptores, mas também a
velocidade da água no mesmo. A concentração de fósforo total para lançamento em águas
doces, Classe 2, passou de 0,025 mg L-1
(CONAMA 20) para 0,050 mg L-1
(CONAMA 357),
na maioria dos casos, passaram a ser menos restritivos, provavelmente devido a grande
dificuldade que havia no cumprimento dos limites estabelecidos na resolução anterior, apesar
de os novos limites ainda continuarem bastante restritivos.
0
0,5
1
1,5
2
2,5
M ARÇO ABRIL M AIO JUNHO AGOSTO SETEM BRO OUTUBRO NOVEM BRO DEZEM BRO JANEIRO FEVEREIRO M ARÇO
Mês
Fó
sfo
ro (
mg
L-1
)
Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 35 – Concentrações de fósforo no período de março/2008 a março/2009.
62
O teor de sólidos totais no afluente serve também para classificar os esgotos em forte,
fraco e médio, sendo que a determinação e amostras colhidas ao longo do tratamento permite
avaliar a eficiência do processo. Sólidos voláteis representam a estimativa da matéria
orgânica presente nos sólidos, ao passo que os sólidos fixos representam a matéria inorgânica
ou mineral. Sólidos dissolvidos são aqueles que possuem o tamanho da partícula menores que
os dos sólidos voláteis e fixos e que, são as partículas capazes de passar por um papel de filtro
de tamanho especificado. Esta análise possibilitou determinar a quantidade total do material
presente no sistema:
Em relação a concentrações de ST foram obtidos os seguintes valores; 144 a 559 mg
L-1
, 260 a 445 mg L-1
, 221 a 434 mg L
-1,
para esgoto bruto, DD e FA respectivamente.
Conforme a Figura 36 a eficiência para ST no DD foi maior 31% em dezembro/08 e menor
5% em maio/08; em março, abril, junho e setembro/08 e março/09 não houve remoção. No
FA a eficiência foi maior 20% em março/08 e menor 2% em novembro/08, apenas em
abril/08 não houve remoção. Excepcionalmente em junho/08 os valores de ST no decanto
digestor e FA aumentaram quase o dobro do valor em relação ao esgoto bruto.
0
100
200
300
400
500
600
M ARÇO ABRIL M AIO JUNHO AGOSTO SETEM BRO OUTUBRO NOVEM BRO DEZEM BRO JANEIRO FEVEREIRO M ARÇO
Mês
Só
lid
os T
ota
is (
mg
L-1
)
Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 36 – Concentrações de Sólidos Totais no período de março/2008 a março/2009.
Para concentrações de STF foram obtidos os seguintes valores; 78 a 340 mg L-1
, 23 a
290 mg L-1
,
102 a 279 mg L-1
,
para esgoto bruto, DD e FA respectivamente. Conforme a
Figura 37 a eficiência de STF no DD foi maior 90% em agosto/08 e menor 9% em março/09;
em março, maio, junho, setembro, dezembro/08 e fevereiro/09 não foi registrado remoção de
STF. No FA a eficiência foi maior 17% em maio/08 e menor 4% em junho/08; em abril,
agosto, setembro, novembro/08 e março/09 não foi registrado remoção de STF. Da mesma
forma como ocorreu com ST em junho/08, valores de STF aumentaram no DD e FA mais que
63
o dobro em relação ao esgoto bruto. Já em agosto houve uma remoção de STF apenas no DD
de 90% mas não houve remoção no FA.
0
50
100
150
200
250
300
350
400
M ARÇO ABRIL M AIO JUNHO AGOSTO SETEM BRO OUTUBRO NOVEM BRO DEZEM BRO JANEIRO FEVEREIRO M ARÇO
Mês
Só
lid
os T
ota
is F
ixo
s (
mg
L-1
)
Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 37 – Concentrações de Sólidos Totais Fixos no período de março/2008 a março/2009.
Para concentrações de STV foram obtidos os seguintes valores; 12 a 228 mg L-1
, 8 a
230 mg L-1
, 15 a 198 mg L-1
, para esgoto bruto, DD e FA respectivamente.
A eficiência de
STV no DD foi maior 75% em dezembro/08 e menor 17% em setembro/08; em agosto e
novembro/08 e março/09 não houve remoção (Figura 38). No FA a eficiência foi maior 100%
em março/08 e menor 2% em dezembro/08; em abril e março/08 não houve remoção.
Observando o gráfico abaixo nota-se que STV apresentou elevada variação na concentração e
eficiência do DD e FA durante todo o período da pesquisa, agosto/08 novamente apresenta
baixa eficiência com concentrações de STV no DD e FA muito mais elevadas que do esgoto
bruto, por outro lado, dezembro/08 apresenta bom desempenho na remoção de STV apenas no
DD.
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Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 38 – Concentrações de Sólidos Totais Voláteis no período de março/2008 a
março/2009.
64
Estudo feito por Andrade Neto (2000), revelou que um sistema composto por
decanto-digestor seguido de filtros anaeróbios pode operar com eficiência de 90% na remoção
de SS. Costa et al., (2006) obtiveram como resultados em suas pesquisas eficiência entre 70%
e 80% na remoção de SS.
Em relação a concentrações de SST foram obtidos os seguintes valores; 17 a 93 mg L-
1 , 13 a 52 mg L
-1, 3 a 28 mg L
-1, para esgoto bruto, DD e FA respectivamente. Conforme
Figura 39 a eficiência de SST no DD foi maior 71% em dezembro/08 e menor 24% em
abril/08, apenas em fevereiro/09 não houve remoção. No FA a eficiência maior foi 81% em
maio/08 e menor 3% em junho/08, apenas em agosto/08 não houve remoção. Com exceção de
fevereiro/09 houve um bom desempenho do DD, enquanto que o FA apresentou razoável
desempenho na remoção de SST. Das frações de sólidos analisadas na pesquisa, SST foi a que
apresentou melhores resultados, o DD apresentou eficiência na remoção de SST em todos os
meses com exceção apenas de fevereiro/09, já no FA foram registradas as menores
eficiências de remoção em junho e agosto/08.
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Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 39 – Concentrações de Sólidos em Suspensão Totais no período de março/2008 a
março/2009.
Para concentrações de SSF foram obtidos os seguintes valores; 3 a 28 mg L-1
, 0 a 18
mg L-1
, 0 a 14 mg L-1
, para esgoto bruto, DD e FA respectivamente. Conforme Figura 40 a
eficiência de SSF no DD foi 100% em abril/08 e menor 8% em junho/08; em setembro,
dezembro/08 e fevereiro/09 não houve remoção. No FA a eficiência maior foi 73% em
março/08 e menor 20% em outubro/08; em abril, junho, agosto/08 e março/09 não houve
remoção. Períodos de elevadas precipitações apresentaram maiores concentrações de SSF e
também melhores desempenhos de remoção de SSF no DD.
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Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 40 – Concentrações de Sólidos em Suspensão Fixos no período de março/2008 a
março/2009.
Para concentrações de SSV foram obtidos os seguintes valores; 2 a 90 mg L-1
, 11 a 34
mg L-1
, 2 a 15 mg L-1
, para esgoto bruto, DD e FA, respectivamente. Conforme Figura 41 a
eficiência de SSV no DD foi maior 75% em dezembro/08 e menor 32% em março/08; em
abril, outubro, novembro/08, fevereiro e março/09 não houve remoção. No FA a eficiência
maior foi 91% em agosto/08 e menor 22% em junho/08, FA apresentou remoção em todos os
meses pesquisados. Embora o DD não tenha apresentado um bom desempenho, o FA
apresentou ótimos resultados, promovendo a remoção de SSV durante todo o período da
pesquisa. Observou um considerável aumento na concentração de SSV no período de
estiagem, e em dezembro/08 e janeiro/09 considerando serem estes os períodos de
precipitações bem mais elevadas que dos meses anteriores.
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Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 41 - Concentrações de Sólidos em Suspensão Voláteis no período de março/2008 a
março/2009.
66
Em relação a concentrações de SDT foram obtidos os seguintes valores; 33 a 508 mg
L-1
, 208 a 426 mg L-1
, 202 a 428 mg L-1
, para esgoto bruto, DD e FA, respectivamente.
Conforme a Figura 42 a eficiência de SDT no DD foi maior 22% em fevereiro/09 e menor
1% em agosto/08; em março, abril, maio, junho setembro/08 e março/09 não houve remoção.
No FA a eficiência maior foi 16% em março/08 e menor 2% em setembro/08; em abril e
novembro/08 não houve remoção. Excepcionalmente em junho/08 e setembro/08
concentrações de SDT no DD e FA foram mais elevadas que do esgoto bruto.
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Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 42 - Concentrações de Sólidos Dissolvidos Totais no período de março/2008 a
março/2009.
Para concentrações de SDF foram obtidos os seguintes valores; 3 a 316 mg L-1
, 1 a 27,
2 a 247 mg L-1
, para esgoto bruto, DD e FA, respectivamente. Conforme a Figura 43 a
eficiência de SDF no DD foi maior 86% em agosto/08 e menor 6% em outubro/08; em
março, abril, maio, setembro, dezembro/08, fevereiro, e março/09 não houve remoção. No FA
a eficiência maior foi 33% em setembro/08 e menor 4% em janeiro/09; em abril, junho,
agosto, novembro/08 e março/09 não houve remoção. O gráfico abaixo revela que as menores
concentrações de SDF no sistema durante o período da pesquisa foi em junho/08, agosto/08 e
setembro/08, isso ocorreu provavelmente pelo fato ser um período de estiagem, desta maneira
sendo carreado muito pouco material inorgânico (principalmente areia) presente no esgoto
bruto, para dentro do reator.
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Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 43 – Concentrações de Sólidos Dissolvidos Fixos no período de março/2008 a
março/2009.
Para concentrações de SDV foram obtidos os seguintes valores; 3 a 217 mg L-1
, 2 a
219 mg L
-1, 0 a 196 mg L
-1, para esgoto bruto, no DD e FA respectivamente. Conforme a
Figura 44 a eficiência de SDV no DD foi 100% em março/08 e menor 9% em agosto/08; em
novembro/08, janeiro e março/09 não houve remoção. No FA a eficiência maior foi 50% em
junho/08 e menor 3% em agosto/08; em março, abril, maio, outubro, dezembro/08 e
fevereiro/09 não houve remoção.
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Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 44 - Concentrações de Sólidos Dissolvidos Voláteis no período de março/2008 a
março/2009.
68
Com relação a concentrações de sólidos sedimentáveis foram obtidos valores de 0,2 a
6,5 mL L-1
para esgoto bruto, 0 a 0,7 mL L-1
no DD e 0 a 0,2 mL L-1
no FA. Conforme Figura
45 a eficiência de Sólidos Sedimentáveis no DD foi 100% de junho/08 a março/09, 30% em
março/08, 90% em abril/08 e 67% em maio/08. No FA a eficiência foi 86% em março/08 e
80% em maio/08, não houve remoção em abril/08. Em agosto, setembro, novembro/08 e
janeiro/09 houve uma pequena concentração de S.Sed. no FA. O aumento da vazão não
influenciou o comportamento do sistema na remoção de S.Sed. Outubro/08 apresentou
concentrações de S.Sed. muito elevadas, isso ocorreu após o longo período de estiagem.
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Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
Figura 45 - Concentrações de Sólidos Sedimentáveis no período de março/2008 a
março/2009.
69
Com relação ao Nitrogênio Total Kjeldhal (NTK), das amostras determinadas, em três
não foram detectadas a presença de NTK, pois o aparelho só mede níveis de NTK acima de
1 mg L-1
. Em outras três amostras os resultados apresentaram variação muito distintas, não
sendo viável a apresentação dos resultados obtidos na pesquisa.
Como a matéria orgânica presente no sistema é muito baixa, mostrado pelos resultados
de DQO, DBO e SSV, a tendência é de que o nitrogênio orgânico também seja e
conseqüentemente o NTK. A possibilidade de presença de O2 dissolvido no sistema de
tratamento, associado às baixas concentrações de matéria orgânica, podem fazer com que o
processo não siga totalmente anaeróbio, ocorrendo a formação de nitrogênio na forma de
nitrato (N-NO3) e não de amônia (N-NH3) como é determinada pela metodologia Kjeldhal.
Portanto, os baixos níveis de NTK podem ter sido devido à ocorrência de nitrificação antes do
esgoto bruto entrar no sistema. As variáveis temperatura do ar, temperatura do esgoto, pH,
alcalinidade e fósforo apresentaram valores condizentes com o bom desempenho do sistema.
70
O estudo revelou ainda que a carga orgânica volumétrica (COV) presente no sistema é
insuficiente para um bom desempenho do sistema, a Tabela 4 apresenta os valores de COV,
estando em todo o período da pesquisa abaixo de 1,0 kg DBO m3 d
-1. ETE’s convencionais
apresentam valores de COV entre 1,0 a 6,0 kg DBO m3 d
-1 para um bom desempenho em suas
unidades.
Tabela 4 – Carga Orgânica Volumétrica (COV).
Carga Orgânica Volumétrica (COV)
MESES
COV mar/08 abr/08 mai/08 jun/08 ago/08 set/08
(kg DBO m3 d
- 1) 0,98 0,11 0,15 0,16 0,19 0,14
MESES
COV out/08 nov/08 dez/08 jan/09 fev/09 mar/09
(kg DBO m3 d
-1) 0,36 0,21 0,21 0,26 0,34 0,5
Conforme Tabela 5 o estudo revelou que o melhor desempenho mensal no DD para a
remoção de DBO, DQO, ST, STF, STV, SST, SSF, SSV, SDT, SDF, SDV e S.Sed.,
representando 91,66% das variáveis analisadas foi em agosto/08 ( não removeu apenas STV) ,
outubro/08 ( não removeu apenas SSV) e janeiro/09 (não removeu apenas SDV). Menor
remoção, representando 50% das variáveis analisadas foi observada em março/09 (não
removeu ST, STV, SSV, SDT, SDF, SDV), e representando 41,66% em setembro/08 (não
removeu ST, STF, SSF, SDT, SDF) e fevereiro/ 09 (não removeu STF, SST, SSF, SSV,SDF).
Já o melhor desempenho mensal no FA, representando 91,66% foi em outubro/08 (não
removeu apenas SDV), dezembro/08 (não removeu apenas SDV) e fevereiro/09 (não removeu
apenas SDV). O menor desempenho representando 66,66% das variáveis analisadas foi
abril/08 ( removeu apenas DBO, SST e SSV) e representando 41,66% foi em agosto/08 (não
removeu DQO, STF, SST, SSF e SDF).
71
Tabela 5 – Eficiência do sistema.
EFICIÊNCIA (%)
Parâmetro Unidade Mês
E.máx. E. Méd. E. Mín. DP mar/08 abr/08 mai/08 jun/08 ago/08 set/08 out/08 nov/08 dez/08 jan/09 fev/09 mar/09
DBO DD 77 16 27 33 37 29 40 33 45 45 37 38 77 38 16 14,7
FA 0 14 41 41 31 38 32 30 20 37 42 37 42 30 0 12,8
DQO DD 63 50 26 29 30 42 24 0 23 36 17 23 63 30 0 16,2
FA 33 0 67 0 0 0 3 14 16 7 2 14 67 13 0 19,7
ST DD 0 0 0 0 10 0 20 20 31 24 9 0 31 10 0 11,4
FA 20 0 8 5 3 4 6 2 6 9 15 8 20 7 0 5,6
STF DD 0 58 0 0 90 0 11 37 0 20 0 9 90 19 0 28,9
FA 12 0 17 4 0 0 7 0 7 5 15 0 17 6 0 6,2
STV DD 71 29 30 70 0 17 43 0 75 31 31 0 75 33 0 27,4
FA 100 0 0 25 6 17 2 14 2 18 15 10 100 17 0 27,2
SST DD 27 24 50 51 59 49 66 63 71 58 0 54 71 48 0 20,6
FA 57 77 81 3 0 27 30 68 30 50 63 26 81 43 0 27,3
SSF DD 21 100 67 8 86 0 72 67 0 85 0 79 100 49 0 39,3
FA 73 0 67 0 0 33 20 50 20 67 28 0 73 30 0 28,3
SSV DD 32 0 45 62 55 53 0 0 75 72 0 0 75 33 0 31,0
FA 40 29 83 22 91 26 32 82 32 48 82 38 91 50 22 26,1
SDT DD 0 0 0 0 1 0 7 16 9 17 22 0 22 6 0 8,1
FA 16 0 3 5 5 2 3 0 3 5 3 7 16 4 0 4,2
SDF DD 0 0 0 8 86 0 6 34 0 14 0 0 86 12 0 25,3
FA 9 0 15 0 0 33 7 0 7 4 14 0 33 7 0 9,7
SDV DD 100 31 25 89 9 1 11 0 76 0 46 0 100 32 0 37,0
FA 0 0 0 50 3 15 0 11 0 6 0 40 50 10 0 17,0
S. Sed. DD 30 90 67 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 91 30 21,4
FA 86 100 80 100 100 100 100 100 100 100 100 100 100 97 80 6,7
Legenda:
E.Máx. – Eficiência máxima E.Méd - Eficiência média E. Mín. - Eficiência mínima DP - Desvio Padrão
72
7. CONCLUSÃO
Nesta pesquisa procurou-se identificar os possíveis problemas existentes na ETE
UFMT Campus Cuiabá, analisar o seu funcionamento, a qualidade do efluente final e os
processos físico-químicos e biológicos que ocorreram no sistema de tratamento durante o
período de março de 2008 a março de 2009.
Os resultados obtidos revelaram que em relação à remoção de matéria orgânica, o
sistema de tratamento ETE UFMT Campus Cuiabá apresentou eficiência máxima de 77% e
eficiência mínima de 16% no DD; eficiência máxima de 42% e eficiência mínima de 14% no
FA. A remoção global máxima no sistema foi 59%. De acordo com os resultados, os valores
de remoção de matéria orgânica obtidos durante o período da pesquisa estão abaixo das
expectativas mostradas pela literatura. A literatura apresenta remoções de DBO na faixa de 75
a 95%, sendo a maior remoção obtida em locais de temperaturas superiores a 25°C, caso da
temperatura utilizada na experiência.
Com relação à remoção de sólidos em suspensão o DD apresentou eficiências entre 77
a 24%, 100 a 8% e 75 a 32% para SST, SSF e SSV respectivamente. Para SST, no DD
obtiveram-se eficiência em todos os meses de pesquisa, já para SSF e SSV houve meses em
que não obtiveram-se remoção. No FA foram observadas eficiências entre 3 a 81 %, 20 a 73
% e 22 a 91 %, para SST, SSF e SSV respectivamente. Apesar da eficiência de SST no FA ter
decaído até 3% ainda apresentou remoção em todos os meses da pesquisa, já para SSF e SSV
não houve remoção em pelo menos três meses distintos durante toda a pesquisa. O FA não
apresentou remoções significativas, possivelmente devido ao lodo que o reator estava
liberando. Observa-se que a remoção tendeu a decair devido os sólidos que deveriam ficar
retidos no tanque séptico passarem para o filtro biológico deixando-o com excesso de lodo.
Embora a operação dos filtros anaeróbios seja muito simples, não pode ser
negligenciada. É necessário que se proceda, periodicamente, a remoção do excesso de lodo do
meio filtrante, e sugere-se realização de estudos em decanto-digestor, utilizando-se diferentes
tipos de meio suporte, como base para desenvolvimento das bactérias, além do
monitoramento e limpeza no filtro anaeróbio.
73
O aumento da vazão afluente na ETE UFMT principalmente nas épocas chuvosas
propicia o carreamento de vários tipos de materiais inorgânicos para dentro da unidade
contribuindo para elevados teores de sólidos fixos no sistema. Sugere-se a implantação de
tratamento preliminar (grade e caixa de areia) na estação de tratamento a fim proteger as
bombas de recalque, tubulações e as unidades subsequentes, evitar a abrasão nas bombas,
obstrução nas tubulações além de facilitar o transporte do líquido.
Deve-se ressaltar que a contribuição do esgoto da terceira etapa do bairro Jardim das
Américas que é coletado pela ETE UFMT é de suma importância para o bom desempenho do
sistema, uma vez que essa fração alimenta o sistema contribuindo positivamente para o
aumento da massa e da atividade microbiana, considerando que este tipo de sistema possui
melhor desempenho com altas taxas de matéria orgânica, e que esse desempenho pode estar
sendo afetado pela baixa carga orgânica presente no sistema atualmente, a estação pode ainda
receber a contribuição de esgotos de outros bairros próximos ao Campus.
Para obtenção de melhores resultados será necessário um aumento no tempo de
detenção hidráulica do sistema ou um pós-tratamento para o efluente. Ainda que bem
adequados em relação à remoção de matéria carbonácea dos esgotos, os reatores anaeróbios
não são eficientes na remoção de nutrientes (N e P) e na eliminação de microrganismos
patogênicos (vírus, bactérias, protozoários e helmintos) necessitando, portanto, de uma etapa
de pós-tratamento de seus efluentes, como por exemplo, tratamento físico-químico.
Pelo exposto, pode-se concluir que, para tratamento de esgotos sanitários em regiões
de clima quente, o uso de sistemas totalmente anaeróbios, compostos com filtro anaeróbio
antecedido de decanto-digestor, é perfeitamente viável, tanto do ponto de vista tecnológico
como econômico, e pode propiciar efluentes com concentrações médias de DBO inferiores a
60 mg.L-1
e de sólidos em suspensão inferiores a 20 mg.L-1
, que facilita a desinfecção, com
ótimo aspecto visual e sem problemas de maus odores.
74
8. RECOMENDAÇÕES
Realizar uma gestão ambiental efetiva, sendo necessário, primeiramente, que o grupo
gestor conheça o sistema de tratamento de esgotos tecnicamente; valorizar o sistema
preconizado e sua importância, conhecendo os problemas e como eles podem interferir em
todo o sistema, levar em consideração as interferências que os sistemas de tratamento de
esgotos têm com os demais sistemas de saneamento, como água, drenagem e resíduos sólidos.
Rever a limitação da DBO, seja qual for a legislação a ser considerada. Apesar da
grande aceitação e de todas as vantagens inerentes aos reatores anaeróbios, permanece nestes
sistemas a grande dificuldade em produzir um efluente (sem pós-tratamento) dentro dos
padrões estabelecidos pela legislação ambiental, isso é o que tem sido, provavelmente, a
maior restrição ao uso de sistemas anaeróbios. A legislação federal e as estaduais
classificaram os seus corpos de água, em função dos usos preponderantes, tendo sido
estabelecidos, para cada classe de água, os padrões de qualidade a serem obedecidos, sendo
no Brasil, maioria dos corpos d’água receptores enquadrados na classe 2. A DBO é um dos
parâmetros que mais tem merecido a atenção dos órgãos de controle ambiental do País, a
Resolução CONAMA 357 (2005) preconiza que o valor limite de DBO a ser lançado no corpo
receptor seja de 5 mg L-1
, vários Estados brasileiros têm imposto um limite de DBO do
efluente de 60 mg.L-1
, como é o caso, por exemplo, de São Paulo, Paraná e Minas Gerais. Em
outros Estados, se tem utilizado o conceito de eficiência de remoção mínima, e em outros,
ainda, como o Rio de Janeiro, a remoção mínima ou a concentração máxima de DBO, em
função da carga orgânica bruta, no Rio Grande do Sul, foram estabelecidas concentrações
máximas para faixas de vazões efluentes.
É importante observar que as águas residuárias nunca sejam lançadas in natura no
meio ambiente, ainda que a melhor escolha do sistema de tratamento não seja a mais
adequada, os efluentes devem sempre receber algum tipo de tratamento antes de serem
lançadas no corpo receptor, considerando que o controle da poluição está diretamente
relacionado com a proteção da saúde pública, com a garantia do meio ambiente
ecologicamente equilibrado e a melhoria da qualidade de vida.
75
Observar o estudo técnico-econômico de escolha de alternativas. Sistemas de
tratamento anaeróbio apresentam diversas características favoráveis como o baixo custo,
simplicidade operacional e baixa produção de sólidos, aliadas às condições ambientais, onde
há a predominância de elevadas temperaturas.
Iniciar gestão dos resíduos líquidos gerados nos laboratórios da UFMT, todos eles, a
fim de se evitar o lançamento de produtos químicos inibidores do processo biológico.
Ampliar o sistema, objeto deste trabalho, com unidades piloto que promovam a
remoção de nutrientes, visando com isto instalar um centro de tratamento avançado de
efluentes, utilizando o tratamento terciário e promovendo o reúso de água no Campus
Universitário, disponibilizando estas facilidades ao setor acadêmico da UFMT e a
comunidade em geral, na forma de uma Estação Escola, para fins de treinamento ensino e
pesquisa.
76
9. BIBLIOGRAFIA
AISSE, M. M. Sistemas econômicos de esgotos sanitários. ABES. Rio de Janeiro, 2000.
192p.
ANA. Agência Nacional de Águas. Conjuntura dos Recursos Hídricos no Brasil. 2009.
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1981.892 p.
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Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. Rio de Janeiro – RJ, 1999.
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277
77
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