tratamento de esgoto de pequena comunidade...
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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS
Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo
BIANCA GRAZIELLA LENTO ARAUJO GOMES
TRATAMENTO DE ESGOTO DE PEQUENA COMUNIDADE UTILIZANDO TANQUE SÉPTICO,
FILTRO ANAERÓBIO E FILTRO DE AREIA
CAMPINAS
2015
BIANCA GRAZIELLA LENTO ARAUJO GOMES
TRATAMENTO DE ESGOTO DE PEQUENA COMUNIDADE UTILIZANDO TANQUE SÉPTICO,
FILTRO ANAERÓBIO E FILTRO DE AREIA
Dissertação de Mestrado apresentada à
Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura
e Urbanismo da Unicamp, para obtenção do
título de Mestra em Engenharia Civil, na
área de Saneamento e Ambiente.
Orientador: Prof. Dr. Adriano Luiz Tonetti
ESTE EXEMPLAR CORRESPONDE À VERSÃO FINAL DA
DISSERTAÇÃO DEFENDIDA PELA ALUNA BIANCA
GRAZIELLA LENTO ARAUJO GOMES E ORIENTADA PELO
PROF. DR. ADRIANO LUIZ TONETTI.
ASSINATURA DO ORIENTADOR
___________________________
CAMPINAS
2015
UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS FACULDADE DE ENGENHARIA CIVIL, ARQUITETURA E
URBANISMO
Tratamento de Esgoto de Pequena Comunidade Utilizando Tanque Séptico, Filtro Anaeróbio e Filtro de Areia
Bianca Graziella Lento Araujo Gomes
Dissertação de Mestrado aprovada pela Banca Examinadora, constituída por:
Prof. Dr. Adriano Luiz Tonetti Presidente e Orientador
FEC/Unicamp
Prof. Dr. Edson Aparecido Abdul Nour FEC/Unicamp
Prof. Dr. Luiz Sérgio Philippi UFSC
A Ata da defesa com as respectivas assinaturas dos membros encontra-se no processo de vida acadêmica do aluno.
Campinas, 04 de novembro de 2015
Aos meus pais, Angela e Valdemar, e aos meus irmãos, Carlos e Sthefany;
que mesmo distantes se fizeram presentes todo o tempo.
Dedico.
AGRADECIMENTOS
A Deus, que me deu saúde e força para trilhar o caminho que escolhi e
perseverança nos momentos de dúvidas.
A minha família que sempre me incentivou e me amparou em todos os
momentos. Agradeço pelos ensinamentos e educação dados durante toda a vida, os
quais se tornaram fundamentais alicerceis para o desenvolvimento do que sou hoje.
Agradeço pela compreensão e paciência, pelos conselhos, pelas palavras de
estímulo, e pelo carinho e atenção quando reunidos ou mesmo através de
telefonemas e mensagens.
A minhas queridas e grandes amigas, Jéssica Dias, Amanda Rocha, Viviane
Batista, Marília Carvalho, Paula Borges, Sophia Lacerda, Aline Blumer, Lilian
Ferreira, Talita Correa, Helena Marcon, Izabela Caldeira, Gabriela Goulart, e ao
querido Vinícius Leite; pelos longos anos de amizade, pela companhia sempre tão
agradável e por me apoiarem sempre que precisei.
Às companheiras de república campineira Mariana Oliveira, Angélica
Herling, Lucila Andrade, Caroline Simões e Elisa Ferreira, pela convivência alegre,
pelas conversas noite afora e pelas ideias únicas e incabíveis.
Aos colegas de curso e do grupo de pesquisa, em especial à Luana Cruz,
Jeniffer Silva, Lays Leonel, Denise Vasquez, Amanda Oliveira, Renata Moretto,
Vanessa Urbano, pelas sugestões e apoio, pela ajuda com análises e estudos; ao
Francisco Madri pela colaboração com a manutenção do sistema de tratamento, e
ao Daniel Bueno por, além disso, também ter elaborado a maioria dos esquemas
ilustrativos utilizados neste trabalho. E a todos pelas palavras amigas e pelo
companheirismo dentro e fora da faculdade.
Ao Prof. Dr. Adriano Luiz Tonetti por acreditar e confiar em meu trabalho,
dando-me a oportunidade de desenvolvê-lo na Unicamp. E também pela orientação,
conselhos e ensinamentos concedidos durante todo o mestrado.
Aos Técnicos do Laboratório de Saneamento, Fernando Pena, Enelton
Fagnani e Lígia Domingues pela disponibilidade em ajudar e esclarecer minhas
dúvidas. E ao Carlos da oficina do Laboratório de Hidráulica por ajudar com os
reparos do sistema e empréstimo de ferramentas.
Também agradeço aos alunos de bolsa trabalho e iniciação científica: Aline,
Érik, Junia, Alan e Simone pelo auxílio nas análises laboratoriais.
Ao Prof. Dr. Edson Nour e à Prof. Dra. Tânia Forster pelos conselhos e
contribuições durante o exame de qualificação.
Aos funcionários da Secretaria de Pós-graduação da FEC, Eduardo, Diego e
Rosana, pelas informações e pelo pronto atendimento.
Ao Charles Vicente por permitir a construção do sistema de tratamento no
espaço utilizado por sua empresa (Villa Stone Comércio e Indústria de Materiais
Básicos para Construção Ltda.), e seus funcionários Walcir, Flávio e Osvaldo que,
por vezes, me ajudaram com o monitoramento e manutenção do sistema.
Às agências de fomento CAPES pela concessão de bolsa durante o
mestrado e à FAPESP e CNPq pelo auxílio à pesquisa.
E a todos que, de alguma forma, contribuíram para a concretização deste
trabalho.
Muito Obrigada.
A curiosidade, instinto de complexidade infinita, leva por um lado a escutar as portas e por outro a descobrir a América; - mas estes dois
impulsos, tão diferentes em dignidade e resultados, brotam ambos de um fundo intrinsecamente precioso, a atividade do espírito.
Eça de Queiroz. Notas Contemporâneas.
RESUMO
A falta de esgotamento sanitário ainda é um problema recorrente em países
em desenvolvimento. A carência por saneamento torna-se ainda maior em áreas
rurais e em pequenas comunidades. Os estudos na área são, muitas vezes,
conduzidos em escala de bancada, apresentando uma carência de pesquisas em
condições de campo. A fim de contribuir para melhoria desta situação, este trabalho
buscou avaliar o tratamento de efluente doméstico por um sistema em escala real
composto por um tanque séptico, um filtro anaeróbio preenchido com cascas de
coco verde (Cocos nucifera) e um filtro de areia. O efluente a ser tratado era
proveniente de uma pequena comunidade a qual abrigava duas residências, um
estabelecimento comercial e uma fábrica produtora de pisos para calçamento. O
sistema foi monitorado por 15 meses, em que se acompanharam a operação,
manutenção e a eficácia do tratamento através de parâmetros físicos e químicos e
biológicos. O filtro anaeróbio foi responsável pela remoção de, em média, 50% e
71% da demanda bioquímica de oxigênio (DBO5) e demanda química de oxigênio
(DQOtotal), de até 87% de sólidos suspensos totais (SST) e 80% da turbidez afluente.
O efluente final se adequou aos limites estabelecidos pela legislação vigente
apresentando faixa de pH entre 7,5 e 7,7; condutividade de 1,19±0,13 dSm-1, SST
de 17±12 mgL-1, DQOtotal de 85±28 mgL-1, DBO5 de 18±9 mgL-1 e turbidez inferior a
17 uT. As concentrações de nitrogênio amoniacal e fósforo foram superiores aos
limites permitidos para lançamento em corpo hídrico, mas apresentaram potencial
para reúso na agricultura. A qualidade do efluente final atendeu aos limites definidos
pela NBR 15900:2009 para água de reúso destinadas ao amassamento de concreto,
mostrando-se, também, passível de aproveitamento em demais usos não potáveis,
requerendo desinfecção simples (como uso de cloro) para não contaminação
durante o contato direto.
Palavras-chave: Sistema simplificado; escala real; pequenas comunidades; tanque
séptico; filtro anaeróbio; filtro de areia; cascas de coco verde; reúso.
ABSTRACT
The lack of sanitary sewage is a recurring problem at developing countries
where the shortage of sanitation is usually greater in rural areas and in small
communities. The studies of shortages of sanitation are often conducted in bench
scale, showing a scarcity research in field conditions. Therefore, in order to contribute
to improve this situation, this investigation aimed to evaluate the domestic
wastewater treatment system in full-scale. This consisted of a septic tank, an
anaerobic filter with green coconut husks (Cocos nucifera) and a sand filter. The
wastewater was generated by a small community formed by two residences, one bar
and a small factory producer of materials for pavement. The system was monitored
for 15 months, at this stage the operation maintenance and the efficiency of
treatment by physical, chemical and biological parameters were evaluated. The
anaerobic filter was responsible for removing on average 50% and 71% of
biochemical oxygen demand (BOD5) and chemical oxygen demand (CODt), up to
87% of total suspended solids (TSS) and 80% of affluent turbidity. The final effluent
was in accordance with Brazilian standards and showed pH range 7.5 - 7.7; turbidity
less than 17 NTU, and average conductivity, TSS, CODt and BOD5 concentrations of
1.19 ± 0.13 dSm-1, 17±12 mgL-1, 85±28 mgL-1, 18±9 mgL-1, respectively.
Ammoniacal-N and phosphorus concentrations were higher than the allowed limits
for release in the water body, but had potential for reuse in agriculture. Quality of the
final effluent fulfills the levels recommended by NBR 15900:2009 for recycled water
intended for concrete kneading. Can be destined too for other non-potable uses after
simple disinfection (e.g. by chlorine) for avoid contamination during direct contact.
Key-words: Simplified system; full scale; small communities; septic tank; anaerobic
filter; sand filter; green coconuts husks; reuse.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 – Representação espacial do índice de atendimento urbano por rede
coletora de esgoto, distribuído por faixas percentuais, segundo município (Brasil –
2013) ......................................................................................................................... 26
Figura 2 - Tanque séptico retangular de câmara única ............................................. 34
Figura 3 - Imagem aérea da área de estudo ............................................................. 52
Figura 4 - Imagens das construções presentes na propriedade: Bar (A); Residências
dos proprietários (B e C); e Fábrica (D). ................................................................... 52
Figura 5 - Instalação da tubulação de coleta e conexão ao tanque séptico .............. 54
Figura 6 - Esquema em corte lateral do sistema completo e foto sequencial de cada
unidade estudada ...................................................................................................... 55
Figura 7 - Esquema ilustrativo do tanque séptico ...................................................... 58
Figura 8 - Esquema ilustrativo e vista superior da caixa de coleta ............................ 59
Figura 9 - Esquema ilustrativo da estrutura interna do filtro anaeróbio ..................... 61
Figura 10 - Placa de contenção com perfurações pré-demarcadas .......................... 61
Figura 11 - Tubo perfurado........................................................................................ 62
Figura 12 - Cascas de coco verde da espécie Cocos nucifera antes e após o corte 62
Figura 13 - Esquema do filtro anaeróbio em operação ............................................. 63
Figura 14 - Esquema ilustrativo em corte lateral e vista superior da caixa de
passagem sifonada ................................................................................................... 64
Figura 15 - Esquema da caixa de passagem e do sifão ............................................ 65
Figura 16 - Esquema ilustrativo do filtro de areia adotado na pesquisa .................... 68
Figura 17 - Etapas de preenchimento do filtro de areia ............................................. 69
Figura 18 - Ponto de distribuição no centro do filtro de areia .................................... 70
Figura 19 - Vista da tubulação de aeração externa e interna ao filtro ....................... 71
Figura 20 - Vista da tubulação de captação e detalhe do encaixe para o tubo de
exaustão .................................................................................................................... 71
Figura 21 - Amostras de areia nova reservadas para o ensaio de granulometria ..... 72
Figura 22 – Consumo de água diário (m3dia-1) na área de estudo ............................ 77
Figura 23 - Variação da temperatura ambiente e dos efluentes estudados em função
do tempo ................................................................................................................... 79
Figura 24 - Variação do pH dos efluentes séptico, anaeróbio e aeróbio em função do
tempo, e indicação dos momentos de manutenção do filtro de areia ........................ 82
Figura 25 - Concentração de ácidos orgânicos voláteis no tanque séptico e no filtro
de areia ..................................................................................................................... 85
Figura 26 - Variação da condutividade elétrica dos efluentes provenientes do Tanque
Séptico, Filtro Anaeróbio e Filtro de Areia em função do tempo ............................... 87
Figura 27 - Representação em box-plot da Condutividade Elétrica dos efluentes do
tanque séptico, filtro anaeróbio e filtro de areia ......................................................... 88
Figura 28 – Turbidez presente nos efluentes do Tanque Séptico, Filtro Anaeróbio e
Filtro de Areia em função do tempo .......................................................................... 89
Figura 29 - Representação em box-plot da Turbidez presente nos efluentes
estudados .................................................................................................................. 90
Figura 30 – Aspecto visual dos efluentes do Taque Séptico (EB), Filtro Anaeróbio
(FA) e Filtro de Areia (EA) coletados durante a 26ª semana de monitoramento. ...... 90
Figura 31 – Variação da concentração de Oxigênio Dissolvido nos efluentes do
Tanque Séptico, Filtro Anaeróbio e Filtro de Areia .................................................... 91
Figura 32 – Representação em box-plot da concentração de oxigênio dissolvido
durante todo o período analítico e comparação às classes de corpos d’água
(CONAMA 357, 2005) ............................................................................................... 92
Figura 33 – Variação da concentração de Sólidos Suspensos Totais em função do
tempo ........................................................................................................................ 94
Figura 34 – Representação em box-plot da concentração de DQO durante todo o
período analítico e comparação a Legislações Nacional (Decreto nº 6200/1985)
europeia (Directive 271/1991) ................................................................................... 96
Figura 35 - DQO total, solúvel e coloidal nos efluentes estudados e médias de
remoção pelo Filtro Anaeróbio (FA), Filtro de Areia (F. Areia) e Global .................... 97
Figura 36 – Comparação entre os valores médios da concentração de DQOtotal e
suas frações (%) solúvel e coloidal nos efluentes do Tanque Séptico, Filtro
Anaeróbio e Filtro de Areia ........................................................................................ 98
Figura 37 - Representação em box-plot da concentração de DBO durante todo o
período analítico e comparação à Legislação Estadual (SÃO PAULO, Decreto nº
8468/1976) e à norma europeia (Directive 271/1991) ............................................. 100
Figura 38 - Representação em box-plot da concentração de NTK durante todo o
período analítico e comparação à Legislação Estadual (CONSEMA nº 128/2006) . 103
Figura 39 – Nitrificação, redução da concentração de amônia pelo filtro de areia e
remoção global verificadas entre os períodos de manutenção do filtro de areia. .... 104
Figura 40 – Evolução da concentração de N-amoniacal afluente (Filtro Anaeróbio) e
efluente (Filtro de Areia), e de nitrato no efluente final durante o período analítico 106
Figura 41 – Representação em box-plot da concentração de fósforo e comparação
ao limite de emissão estabelecido por Legislação Estadual (CONSEMA 128, 2006)
................................................................................................................................ 107
Figura 42 – Evolução da concentração de fósforo em função do tempo e indicação
dos períodos de manutenção .................................................................................. 107
Figura 43 - Perfil de areia (altura da camada removida) ......................................... 113
Figura 44 - Substituição da areia colmatada por areia nova e indicação do bypass
................................................................................................................................ 113
Figura 45 – Evolução da mancha negra desenvolvida sob a superfície do filtro até a
total colmatação ...................................................................................................... 115
Figura 46 – Amostra do perfil do filtro de areia ........................................................ 116
Figura 47 - Esquema da distribuição dos tubos no filtro para o teste de percolação
................................................................................................................................ 119
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Tecnologias possíveis de aplicação para tratamento de esgoto doméstico
segundo as normas técnicas NBR 7229:1993 e NBR 13969:1997 ........................... 30
Tabela 2 - Comparação entre sistemas aeróbios e anaeróbios ................................ 32
Tabela 3 - Mecanismos e fenômenos envolvidos na filtração ................................... 43
Tabela 4 - Compostos residuais típicos de efluentes tratados e seus efeitos ........... 47
Tabela 5 - Aplicação de água de reúso segundo a NBR 13969:1997 ....................... 49
Tabela 6 - Fluxograma do projeto ............................................................................. 54
Tabela 7 - Dados para a construção do tanque séptico baseados na NBR 7229:1993
.................................................................................................................................. 57
Tabela 8 - Dados para a construção do filtro anaeróbio baseados na NBR
13969:1997 ............................................................................................................... 60
Tabela 9 - Dados para a construção do filtro de areia ............................................... 66
Tabela 10 - Análises envolvidas na pesquisa e frequência ....................................... 74
Tabela 11 - Manutenções e períodos ........................................................................ 76
Tabela 12 - Médias e desvio padrão do consumo de água e geração de esgoto na
área de estudo .......................................................................................................... 78
Tabela 13 - Temperaturas média, mínima e máxima ambiente e dos efluentes
estudados .................................................................................................................. 80
Tabela 14 - Valores médios e desvio padrão de Alcalinidade Parcial (AP),
Intermediária (AI) e Total (AT) dos efluentes estudados, e razão de tamponamento
(AI/AP) ....................................................................................................................... 83
Tabela 15 – Sólidos em Suspensão e suas frações nos efluentes do Tanque Séptico,
Filtro Anaeróbio e Filtro de Areia ............................................................................... 95
Tabela 16 – Valores médios e desvio padrão da concentração de DBO, eficiência de
remoção e relação DQOtotal/DBO ............................................................................ 100
Tabela 17 – Média e desvio padrão para valores dos compostos nitrogenados
analisados ............................................................................................................... 102
Tabela 18 - Médias e desvio padrão da concentração de Coliformes Totais e E. coli
encontrados para os efluentes do filtro anaeróbio e filtro de areia. ......................... 110
Tabela 19 - Estimativa da concentração de ovos de helminto (ovos/L) nas amostras
de lodo do tanque séptico (Lodo TS) e do filtro anaeróbio (Lodo FA) após 05 meses
de operação. ........................................................................................................... 111
Tabela 20 – Características da areia utilizada......................................................... 114
Tabela 21 - Valores de porcentagens médias e desvio padrão para Sólidos Totais
Fixos (STF) e Sólidos Totais Voláteis (STV) na areia. ............................................ 118
Tabela 22 – Rebaixamento da coluna d’água conforme intervalos de 30 minutos.. 120
Tabela 23 - Características físico-químicas do efluente final e requisitos para
amassamento de concreto segundo a NBR 15900:2009 ........................................ 121
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
ABES Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental
ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas
AFNOR Association Francese de Normalization
AI Alcalinidade Intermediária
AOV Ácidos Orgânicos Voláteis
AP Alcalinidade Parcial
APHA American Public Health Association
AT Alcalinidade Total
CETESB Companhia Ambiental do Estado de São Paulo
Cd Coeficiente de Desuniformidade
CE Condutividade Elétrica
CNRH Conselho Nacional de Recursos Hídricos
CONAMA Conselho Nacional de Meio Ambiente
CONSEMA Conselho Estadual de Meio Ambiente
COPAM Conselho Estadual de Política Ambiental
COT Carbono Orgânico Total
CT Coliformes Totais
Cu Coeficiente de Uniformidade
Cv Coeficiente de Vazios
DAE Revista do Departamento de Águas e Esgoto
D10 Diâmetro efetivo do meio filtrante (correspondente a 10% da
massa que passa pela peneira)
DBO Demanda Bioquímica de Oxigênio em 5 dias a 20 ºC
DQO Demanda Química de Oxigênio
DTU Document Technique Unifié
E.coli Escherichia coli
ETE Estação de Tratamento de Esgoto
FA Filtro Anaeróbio
FAO Organização das Nações Unidas para Alimentação e Agricultura
F. Areia Filtro de Areia
FEC Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
K Coeficiente de Permeabilidade
LABSAN Laboratório de Saneamento
NBR Norma Brasileira
NTK Nitrogênio Total Kjeldahl
OD Oxigênio Dissolvido
ODM Objetivos de Desenvolvimento do Milênio
OMS Organização Mundial da Saúde
ONU Organização das Nações Unidas
pH Potencial Hidrogeniônico
PLANSAB Plano Nacional de Saneamento Básico
PNSB Pesquisa Nacional de Saneamento Básico
PROSAB Programa de Pesquisas em Saneamento Básico
PVC Policloreto de Polivinila
RAFA Reator Anaeróbio de Fluxo Ascendente
SANASA Sociedade de Abastecimento de Água S/A
SM22 Standard Methods 22sd edition
SNIS Sistema Nacional de Informações sobre Saneamento
SST Sólidos Suspensos Totais
TDH Tempo de Detenção Hidráulica
TS Tanque Séptico
UASB Upflow Anaerobic Sludge Blanked
USEPA United States Environmental Protection Agency
UNICAMP Universidade Estadual de Campinas
UNICEF United Nations Children’s Fund
UNPD United Nation Population Division
WEF Water Environmental Federation
WHO World Health Organization
SUMÁRIO 1. INTRODUÇÃO .......................................................................................................... 20
2. OBJETIVOS .............................................................................................................. 23
2.1 Objetivo Geral .................................................................................................. 23
2.2 Objetivos Específicos ....................................................................................... 23
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA..................................................................................... 24
3.1 Populações Urbana e Rural ............................................................................. 27
3.2 Tratamento de Esgoto em Pequenas Comunidades ........................................ 29
3.3 Tratamento Anaeróbio ..................................................................................... 31
3.3.1 Tanque Séptico ............................................................................................ 33
3.3.2 Filtro Anaeróbio ............................................................................................ 37
3.4 Filtro de Areia ................................................................................................... 41
3.5 Disposição e possibilidades de reúso do efluente tratado ............................... 46
4. MATERIAIS E MÉTODOS ........................................................................................ 51
4.1 Local de implementação do projeto ................................................................. 51
4.1.2 Abastecimento de água e origem do efluente .............................................. 53
4.2 Aspectos operacionais e etapas do projeto ..................................................... 54
4.3 Tanque Séptico ................................................................................................ 56
4.4 Filtro Anaeróbio ................................................................................................ 59
4.4.1 Material Suporte ........................................................................................... 62
4.5 Caixa de passagem sifonada ........................................................................... 64
4.6 Filtro de Areia ................................................................................................... 66
4.6.1 Tubulação de aeração.................................................................................. 70
4.7 Características da areia ................................................................................... 71
4.8 Coleta de Amostras e Análises Laboratoriais .................................................. 72
4.8.1 Análises Físicas e Químicas ........................................................................ 73
4.8.2 Análises Microbiológicas .............................................................................. 75
4.9 Forma de análise dos resultados ..................................................................... 75
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO ................................................................................ 76
5.1 Consumo hídrico e geração de esgoto ............................................................ 77
5.2 Parâmetros físicos e químicos ......................................................................... 79
5.2.1 Temperatura ................................................................................................. 79
5.2.2 pH, Alcalinidade e Ácidos Orgânicos Voláteis .............................................. 81
5.2.3 Condutividade .............................................................................................. 86
5.2.4 Turbidez ....................................................................................................... 88
5.2.5 Oxigênio Dissolvido ...................................................................................... 91
5.2.6 Sólidos Suspensos ....................................................................................... 93
5.2.7 DQO e DBO ................................................................................................. 96
5.2.8 Série de Nitrogênio .................................................................................... 101
5.2.9 Fósforo ....................................................................................................... 107
5.3 Parâmetros biológicos .................................................................................... 109
5.3.1 Coliformes Totais e Escherichia coli .......................................................... 110
5.3.2 Helmintos ................................................................................................... 111
5.4 Manutenção do filtro de areia ......................................................................... 112
5.4.1 Análise da areia ......................................................................................... 114
5.5 Decaimento de material orgânico na areia removida ..................................... 117
5.6 Permeabilidade no filtro de areia colmatado .................................................. 119
5.7 Reúso na construção civil ............................................................................. 121
5.8 Considerações Finais ................................................................................... 122
6. CONCLUSÕES ....................................................................................................... 125
7. RECOMENDAÇÕES ............................................................................................... 127
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ....................................................................... 128
9. ANEXOS ................................................................................................................. 138
20
1. INTRODUÇÃO
A Organização Mundial da Saúde (OMS) e o Fundo das Nações Unidas para
a Infância (UNICEF) estimam que existam cerca de 2,5 bilhões de pessoas no
mundo sem acesso a instalações de saneamento básico; e um bilhão de pessoas
desprovidas de qualquer tipo de instalação sanitária (cujos dejetos são lançados
diretamente no ambiente) (WHO; UNICEF, 2014). Identificada como uma ameaça à
qualidade do meio ambiente e ao bem estar social, a falta de saneamento foi
debatida por dirigentes mundiais durante a Cúpula do Milênio nos anos 2000 e
declarada como um obstáculo a ser vencido para o progresso da humanidade. Ainda
que alguns países estejam alcançando as metas para abastecimento de água e
saneamento estipuladas pelos Objetivos de Desenvolvimento do Milênio (ODM), a
permanência de grandes disparidades geográficas, socioculturais e econômicas,
envolvendo grupos vulneráveis e marginalizados, faz com que o acesso a tais
serviços não ocorra de maneira igualitária. Observa-se que onde a infraestrutura
passa a ser implantada, mesmo que apenas parcialmente, as redes de coleta de
esgoto se concentram, principalmente, em porções da cidade mais densamente
povoadas e em bairros de maiores níveis socioeconômicos (WHO; UNICEF, 2014;
ANDREOLI, 2009).
As comunidades isoladas, bem como as comunidades rurais, por se
caracterizarem como núcleos habitacionais com baixa densidade e localizados
distantes dos grandes centros urbanos, requerem uma abordagem diferenciada para
implantação e operação de sistemas de saneamento. Porém, a realidade é outra.
Estima-se que exista um bilhão a mais de pessoas sem saneamento básico em
áreas rurais do que em áreas urbanas, sendo que nove entre cada dez pessoas que
vivem em área rural não possuem qualquer tipo de sanitário (WHO; UNICEF, 2014).
A carência de atendimento a essas comunidades, muitas vezes, se justifica pela
dispersão física e/ou pelo relevo irregular onde estão localizadas, mas, sabe-se que
o fator financeiro é o grande influenciador, uma vez que os altos custos para
execução de obras de coleta de esgoto em áreas rurais e em comunidades isoladas
se contrapõem ao baixo retorno, tornando-se um empecilho para difusão dos
sistemas coletivos (PLANSAB, 2013; HOSOI, 2011).
21
Diante deste cenário, os sistemas descentralizados tornam-se uma
alternativa para atendimento unifamiliar ou de pequenos grupos residenciais. Tais
sistemas apresentam diferentes possibilidades construtivas e operacionais, as quais
buscam aumentar as chances de sucesso dos modelos propostos por meio da
simplificação, redução de custos e maior autonomia da comunidade.
Dentre as unidades de tratamento desenvolvidas, o tanque séptico é a mais
simples. Utilizados como um sistema local de disposição de esgoto, os tanques
sépticos, também chamados de decanto digestores, são reatores capazes de tratar o
esgoto através de processos de digestão, sedimentação e flotação. Quando bem
operados chegam a diminuir de 40 a 70% da demanda bioquímica de oxigênio
(DBO) e de 50 a 80% dos sólidos suspensos totais (SST) (ANDREOLI, 2009).
Porém, como a remoção de patógenos e de substâncias dissolvidas é baixa,
recomenda-se o pós-tratamento para maior polimento do efluente. Para tanto, a
Norma Técnica Brasileira NBR nº 13.969:1997 (Tanques sépticos - unidades de
tratamento complementar e disposição final dos efluentes líquidos - projeto,
construção e operação) apresenta diversas opções de unidades complementares,
como os filtros anaeróbios e os filtros de areia.
O pós-tratamento por reatores anaeróbios torna-se vantajoso devido aos
aspectos técnico-econômicos (baixo custo, simplicidade operacional e reduzida
produção de sólidos) e, no caso de países tropicais, também devido às condições
ambientais predominantes (temperaturas elevadas) (CHERNICHARO, 2007) que
contribuem para o bom desenvolvimento dos micro-organismos atuantes nos
processos biológicos.
A combinação de tanque séptico a filtro anaeróbio pode apresentar eficiência
de 80 a 85% de remoção de DBO e de 80 a 90% de SST (SPERLING, 2005),
produzindo um efluente com baixa carga orgânica e poucos sólidos. Contudo, a
concentração de amônia e fósforo pouco se altera durante o tratamento anaeróbio, o
que requer mais uma etapa para aumentar a qualidade do efluente final. Neste caso,
é possível a inclusão de uma unidade aeróbia, como os filtros de areia.
Os filtros de areia constituem-se em um leito fixo de areia, o qual pode ser
estratificado (composto por camadas com granulometria diferente) ou por apenas
uma camada. O efluente é aplicado na superfície do leito de forma intermitente,
22
proporcionando a aeração do filtro pelo arraste de oxigênio entre os poros vazios,
favorecendo o tratamento aeróbio.
Todavia, ainda que representem tecnologias já difundidas, verifica-se que a
falta de pesquisas em países em desenvolvimento leva à aplicação de tecnologias
inapropriadas com relação aos recursos financeiros, o clima e condições físicas
locais. Ademais de subestimar os hábitos culturais e sociais (MASSOUD et al, 2009).
A maioria das pesquisas com sistemas simplificados têm sido desenvolvidas
em escala laboratorial e em condições (operacionais e ambientais) controladas. Os
estudos em escala real são minoria, revelando, como mencionado por Kassab et al.
(2010), maior demanda de aplicação e avaliação em campo do desempenho de
sistemas simplificados de tratamento de esgoto.
Portanto, frente ao exposto, o presente trabalho buscou estudar em aspecto
operacional real a eficiência de tratamento de um sistema combinado composto por
tanque séptico, filtro anaeróbio e filtro de areia, avaliando-se a manutenção e a
operação do conjunto e a qualidade do efluente final produzido.
23
2. OBJETIVOS
2.1 Objetivo Geral
Avaliar o desempenho e a operação de um sistema construído em escala
real para o tratamento de esgoto doméstico gerado numa pequena comunidade
localizada no distrito de Barão Geraldo, na cidade de Campinas (São Paulo - Brasil).
2.2 Objetivos Específicos
Avaliar o desempenho da combinação de um tanque séptico, um filtro
anaeróbio com recheio de cascas de coco verde (Cocos nucifera) e um filtro de areia
no tratamento de esgoto doméstico;
Avaliar a ocorrência de organismos patogênicos (coliformes totais e E. coli)
nos efluentes e lodo do tanque séptico e do filtro anaeróbio, tendo-se em vista a
disposição final;
Avaliar a possibilidade de se empregar o efluente gerado como água de
reúso em atividades agrícolas e industriais (amassamento de concreto para
produção de pisos).
24
3. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
Classificada como um bem natural e renovável, as águas teriam seu volume
total relativamente constante no decorrer das eras. Entretanto, sua distribuição tende
a variar no tempo e no espaço, resultando em áreas com água em abundância e
outras em situação de extrema seca. A disponibilidade de água também foi
responsável pelo estabelecimento e desenvolvimento das comunidades desde que o
homem passou a viver de forma sedentária. Logo, o equacionamento de sua
demanda para atendimento das necessidades das populações tornou-se mais
complexo, e culminou no progressivo aperfeiçoamento de tecnologias para captação
e distribuição. No momento em que o controle das reservas de água passou para as
mãos do Estado, rios e represas foram valorizados pelo seu benefício comercial, e
empresas privatizadas adquiriram direitos sobre a água. Grandes projetos de desvio
de água passaram a transferi-la de uma comunidade para outra e de um
ecossistema para outro; atividade essa que, apesar de possibilitar o povoamento de
áreas mais distantes de mananciais, também instigou conflitos complexos em
diversas regiões no mundo, principalmente, por interferirem no balanço entre oferta e
demanda (com crescente deslocamento em direção a demanda) (HELLER; PÁDUA,
2006; SHIVA, 2006).
O consumo de água e demais recursos naturais durante as últimas décadas
foi impulsionado por diversos fatores, dos quais se pode destacar: a expansão da
agricultura, a industrialização e o crescimento populacional acelerado e
desordenado. Tais interferências antrópicas no meio passaram a dificultar a
distribuição de água potável em abundância, não apenas pelo aumento da demanda
hídrica como também pela contaminação das reservas por despejos residuais,
culminando na criação de políticas públicas, agencias reguladoras e dos próprios
Comitês de Bacia Hidrográficas para a conciliação dos diferentes interesses e a
construção coletiva de soluções (ANA, 2011).
Apesar de constatado um aumento na prestação de serviços urbanos
durante a década de 1990, este avanço foi, particularmente, mais rápido em cidades
de países desenvolvidos. Países como Afeganistão, Paquistão, Nepal, Moçambique,
Nigéria e Madagascar, são exemplos de nações onde menos da metade da
25
população tem acesso a instalações de saneamento (UN-HABITAT, 2003; WHO;
UNICEF, 2014). E essa falta de infraestrutura recai, principalmente, sobre a
população menos favorecida, que acaba sendo obrigada a adotar as alternativas
possíveis para o destino dos esgotos produzidos (ANDREOLI, 2009).
Assim como muitos outros países em desenvolvimento, que enfrentam
rápidos processos de urbanização, o Brasil também apresenta regiões densamente
povoadas carentes em diversas naturezas e marcadas, principalmente, pela
ausência de serviços públicos urbanos (ABIKO, 2003) como o saneamento básico.
Segundo o Plano Nacional de Saneamento Básico (PLANSAB, 2013), existe um
déficit no provimento de esgotamento sanitário para cerca de 51% da população
brasileira (na qual o atendimento é precário – coleta de esgoto sem tratamento e/ou
uso de fossas rudimentares) e 9,6% sem atendimento algum. Ainda que
representem dados oficiais, estes percentuais podem variar (para mais ou menos)
em função das bases de dados utilizadas. Como descrito no 19° Diagnóstico dos
Serviços de Água e Esgoto publicado pelo Sistema Nacional de Informações sobre
Saneamento (SNIS), dos 5564 municípios brasileiros, 3730 municípios forneceram
informações sobre o esgotamento sanitário referentes ao ano de 2013. A partir deste
número de participantes, o levantamento apresenta melhor situação para
atendimento urbano por rede coletora de esgoto para os Estados de Minas Gerais e
São Paulo (SNIS, 2014) (Figura 1).
26
Figura 1 – Representação espacial do índice de atendimento urbano por rede coletora de esgoto, distribuído por faixas percentuais, segundo município (Brasil – 2013)
(Fonte: SNIS, 2014)
Em São Paulo, a maioria dos municípios apresenta índice médio de
atendimento superior a 70%, a exemplo de Campinas (maior cidade do interior
paulista), onde 89% da população é atendida por coleta e afastamento do esgoto,
possuindo, atualmente, 88% de capacidade instalada para o tratamento de esgoto
(SANASA, 2015). Apesar de índices satisfatórios, 11% da população do Estado não
é atendida por rede de esgoto e, do volume coletado, 38% não é tratado (ANA,
2013).
Outro fato que também merece atenção diz respeito aos municípios com até
50.000 habitantes. Segundo a Pesquisa Nacional de Saneamento Básico (PNSB) o
percentual de esgoto coletado tratado é de apenas 53%, tendo como agravante o
fato de que estes municípios representam 89,8% do total de municípios do país,
sendo predominantemente rurais e com população dispersa (densidade demográfica
menor que 80 hab/km²) (IBGE, 2010).
27
Sendo o saneamento definido como um conjunto de ações que buscam
controlar os fatores do meio físico do homem, que exercem ou podem exercer
efeitos deletérios sobre seu estado de bem estar físico, sobre a saúde e a
sobrevivência (WHO, 1950); o não provimento de serviços básicos além de
representar insuficiência na aplicação de políticas públicas também fere um direito
prescrito na Constituição Federal (1988):
Art. 196: A saúde é direito de todos e dever do Estado, garantido mediante políticas sociais e econômicas que visem à redução do risco de doença e de outros agravos e ao acesso universal e igualitário às ações e serviços para sua promoção, proteção e recuperação.
Desta forma, reconhecendo-se o saneamento básico e o meio ambiente
como condicionantes da saúde (Art. 3º, Lei 8.080/1990) e ratificado o direito a
condições adequadas de salubridade ambiental a populações rurais e isoladas (§ 4º,
art. 49, Lei 11.445/2007), torna-se necessária a implantação de tecnologias
apropriadas de coleta e tratamento de esgoto para atendimento dessas
comunidades, almejando a redução da degradação ambiental e a melhora na
qualidade de vida da população.
3.1 Populações Urbana e Rural
A distinção entre o urbano e o rural tem sido bastante discutida como um
meio para se auxiliar a formulação de políticas públicas, uma vez que interesses
políticos, econômicos e tributários podem prevalecer no momento de demarcar os
territórios. Vale ressaltar que a vigente definição de “cidade” foi estabelecida durante
o Estado Novo pelo Decreto-Lei 311/1938, o qual transformou em cidades todas as
sedes de municípios, sem, contudo, ponderar as características estruturais e
funcionais de cada local. Essa classificação permite questionamentos, pois, além de
pertencer a uma época em que o país era predominantemente rural, através dela
passou-se a considerar urbana todas as sedes (ainda que não passassem de
vilarejos ou povoados), exigindo apenas a existência de no mínimo 200 casas para a
instalação de novas cidades e de 30 moradias para futuras vilas (sedes de distritos)
(BRASIL, 1938; VEIGA, 2001; REIS, 2006).
28
Os aspectos considerados mais relevantes para delimitação do território
diferem em cada país, sendo mais conveniente para alguns a manutenção da
dicotomia a partir de uma visão setorial, enquanto que outros consideram mais
pertinente a divisão pela densidade demográfica, ou mesmo pela delimitação
administrativa (a exemplo do Brasil). Não se pode ignorar que as modificações no
modo de exercício das atividades de produção ao longo do tempo, como o
fenômeno de industrialização da agricultura - no caso brasileiro verificado de forma
mais marcante a partir da década de 1980 - juntamente a concepção de urbanização
extensiva e avanço do tecido urbano levam a um questionamento da efetividade de
tais critérios. Muitas vezes, para tornar a população urbana, basta que essa tenha
acesso a infraestrutura e serviços básicos, associando, erroneamente, o meio rural
ao remanescente, ou seja, à parcela do território ainda não atingida pelas cidades
(ABRAMOVAY, 2000).
O levantamento domiciliar realizado em 2010 durante o último
recenseamento geral do Brasil definiu que as áreas rurais são as áreas externas aos
perímetros urbanos, considerando que os domicílios em situação rural também
poderão ser localizados em aglomerados rurais de extensão urbana, povoados,
núcleos e outros aglomerados; e área urbanizada aquela caracterizada por
construções, arruamentos e intensa ocupação urbana. Partindo desta definição, o
estudo registrou que dos 190.755.799 de habitantes, 29.830.007 residem em área
rural, resultando em um grau de urbanização de 84,4% (IBGE, 2013). Tais valores
condizem com um levantamento realizado pela United Nation Population Division
(UNPD), a qual apresenta para o Brasil, durante o mesmo período, um grau de
urbanização de 84,3% (dos 195.210.154 habitantes, cerca de 30 milhões residiam
em área rural) (WHO; UNICEF, 2014). Estes dados tornam a população brasileira,
predominantemente, urbana, reservando à região sudeste o título de região mais
urbanizada do país (92,9%) - seguida pelas regiões centro-oeste e sul (88,8 e
84,9%, respectivamente) -, e àquela com a maior parcela da população brasileira
(21,6%) (IBGE, 2013).
Ainda que não seja possível uma definição universal dos critérios
necessários para organização do território entre áreas urbanas e rurais, pois, cada
realidade sócio-espacial exige adequação e especificação desses conceitos (REIS,
2006), é importante que exista a distinção dessas áreas reservando a cada uma
29
diferentes tratamentos, para que assim haja um melhor planejamento e gestão, com
direcionamento de recursos mais adequado e melhor atendimento às demandas que
também são diferentes para cada situação.
3.2 Tratamento de Esgoto em Pequenas Comunidades
As novas tecnologias de tratamento de efluentes são adequadas a grandes
vazões para atendimento de áreas densamente ocupadas e sustentação de
atividades produtivas que demandem muita água. Por outro lado, as pequenas
comunidades e as comunidades rurais, por produzirem baixa quantidade de esgoto,
não recebem a mesma atenção. O esgoto de pequenas comunidades não possui
elevada concentração de compostos poluidores, mas em sua totalidade apresenta
um montante considerável e preocupa pelo lançamento disperso sem tratamento
(SILVA; NOUR, 2005). Nessas localidades predomina-se o uso de fossas, mas em
muitos casos os dejetos são lançados in natura nos corpos hídricos ou escorrem no
próprio arruamento, contribuindo para a deterioração ambiental (TONETTI et al.,
2010) e possibilitando o surgimento de vetores transmissores de doenças feco-orais.
Uma forma de remediar a ausência de redes coletoras de esgoto seria a
implantação de diferentes tecnologias descentralizadas. As normas técnicas
nacionais como a NBR 7229:1993 (Projeto, operação e construção de sistemas de
tanques sépticos) e a NBR 13.969:1997 apresentam as condições exigidas para
projetos de unidades de tratamento e descrevem brevemente os processos atuantes
em cada uma, buscando adequação da qualidade do efluente para situações
diversas (Tabela 1).
30
Tabela 1 - Tecnologias possíveis de aplicação para tratamento de esgoto doméstico segundo as normas técnicas NBR 7229:1993 e NBR 13969:1997
Geralmente, o que influencia a seleção da tecnologia de tratamento em
determinado local são as exigências de desempenho (o que se espera do
tratamento), as condições locais e a caracterização do esgoto (vazão média diária,
picos, e variabilidade sazonal). É importante ressaltar que as condições de
gerenciamento de efluentes podem variar muito de uma região para outra. O uso
correto da tecnologia ajuda a proteger a saúde da população e as fontes de água,
agrega valor às propriedades e evita gastos desnecessários com reparos. Os
sistemas mecanizados podem ser mais atrativos por requerem áreas menores se
Tecnologia Descrição
Tanque Séptico
Decanto digestor de fluxo horizontal utilizado no tratamento primário de esgoto para remoção de sólidos suspensos e matéria orgânica através de processos de sedimentação, flotação e digestão
Filtro Anaeróbio de
Leito Fixo
Reator biológico preenchido por material filtrante no qual a biomassa anaeróbia e facultativa se fixa e se desenvolve promovendo a estabilização da matéria orgânica. A submersão do material no efluente provoca a entrada em estado anaeróbio por meio da inexistência de sistema de aeração constante
Filtro Aeróbio
Reator biológico preenchido por material filtrante submerso onde a biomassa se desenvolve para depuração do efluente. Requer a inclusão de um sistema de aeração para oxigenação e manutenção dos organismos aeróbios participantes do processo de tratamento
Filtro de Areia Leitos preenchidos de areia e/ou materiais filtrantes que permitem a percolação do efluente e promovem a retenção física do material particulado e a degradação biológica
Vala de Filtração
Vala escavada no solo, preenchida com meios filtrantes e provida de tubos de distribuição de esgoto e de coleta de efluente filtrado. A remoção de compostos poluentes se dá por ações físicas e biológicas sob condições essencialmente aeróbias
Vala de Infiltração
Vala escavada no solo para depuração e disposição final do esgoto contendo tubulações de distribuição do efluente e material filtrante, cuja eficiência de tratamento se dá por processos físicos e biológicos e pelas características do solo
Lagoa com Plantas
Aquáticas
Lagoas rasas onde micro-organismos fixos às raízes das plantas e as próprias plantas atuam na depuração do efluente
Lodos Ativados por
Batelada
Reatores aeróbios de mistura completa onde ocorre a aeração do efluente aliada à recirculação da biomassa e à aplicação intermitente, apresentando elevados níveis de tratamento
Sumidouro; Poço
Absorvente
Poço escavado no solo, destinado à depuração e disposição final do esgoto no nível subsuperficial. Devido à profundidade do poço, deve-se ter cautela com a distância do nível freático
31
comparados aos sistemas não mecanizados. No entanto, é preciso uma análise
criteriosa dos custos e benefícios para considerá-los economicamente viáveis
(MASSOUD et al, 2009) para dada situação.
A instalação de sistemas simplificados e descentralizados para o tratamento
de esgoto das comunidades é uma alternativa viável por adequarem-se às
necessidades e peculiaridades de cada região, propiciando o reúso do efluente
tratado e/ou retornando-o à bacia de origem (MASSOUD et al, 2009; JORSARAEI et
al, 2014). Quando adequadamente elaborados e gerenciados são uma opção
econômica e de longo prazo para o atendimento de áreas menos povoadas
(USEPA, 1997) e, dependendo das opções técnicas e configurações locais, também
poderão operar sem mecanização, simplificando a manutenção e operação, não
requerendo mão de obra especializada para tanto.
3.3 Tratamento Anaeróbio
Desde o começo do século XX até meados da década de 1970, o tratamento
de esgoto voltava-se, basicamente, para remoção de materiais sólidos (grosseiros e
particulados), matéria orgânica biodegradável e organismos patogênicos. Nos
Estados Unidos, após a implementação da chamada “Lei da Água Limpa”, em 1972,
algumas modificações nos processos de tratamento foram estimuladas para
aumento da qualidade do efluente final. Entretanto, a princípio, as concentrações de
poluentes permaneceram altas. A partir disto, outros programas de agências
estaduais e federais passaram a atuar de forma mais efetiva, aperfeiçoando o
conhecimento sobre os impactos causados por despejos residuais no ambiente e
proporcionando melhoras nas condições das águas superficiais (METCALF; EDDY,
2003).
Sendo os organismos anaeróbios capazes de promover a biodigestão de
compostos orgânicos, pode-se compreender sua ação para o tratamento de
diferentes efluentes (agrícolas, industriais, domésticos, dejetos animais, lodos de
estações de tratamento de esgoto). Já a combinação de unidades de operação
(forças físicas) e processos (reações químicas e biológicas) pode proporcionar
32
vários níveis de tratamento que, a partir de três etapas essenciais – hidrólise,
acidogênese (incluindo acetogênese) e metanogênese – transformam um complexo
efluente orgânico em metano (CH4), dióxido de carbono (CO2) e água (H2O);
consumindo pouca (ou nenhuma) energia para tanto, vinculando a escolha do
melhor sistema às características do efluente e às condições e necessidades locais
(CHERNICHARO, 2007; METCALF; EDDY, 2003).
No Brasil, o aumento do custo de energia nos anos 1970 impulsionou
pesquisas com reatores anaeróbios, ganhando maior credibilidade após a década de
1980. A ampliação dos conhecimentos na área mostrou que os sistemas modernos
de tratamento anaeróbio apresentam desempenho superior aos clássicos e, em
muitos aspectos, superam os sistemas aeróbios (van HAANDEL; LETTINGA, 1994;
CHERNICHARO, 2007). A Tabela 2 apresenta uma rápida comparação entre as
vantagens e desvantagens de cada processo.
Tabela 2 - Comparação entre sistemas aeróbios e anaeróbios
Processo Vantagens Desvantagens
Aeróbio
Efluente final de boa qualidade
(atendendo os padrões de
lançamento)
Tempo de partida mais rápido
Elevada remoção de matéria
orgânica e nutrientes
Menos sensível às mudanças
climáticas
Complexidade operacional
Elevado nível de mecanização
Consumo energético elevado para
promoção da aeração mecanizada
Produção de lodo pouco estabilizado
Anaeróbio
Menor consumo energético
Menor produção de lodo
Menor exigência de nutrientes
Produção de metano (potencial fonte
de energia)
Redução do volume dos reatores,
baixa demanda de área
Resposta rápida à adição de
substrato após longo período sem
alimentação
Tolerância a elevadas cargas
orgânicas
Simplicidade operacional
Possibilidade de redução de custos
Tempo de partida mais longo para
desenvolvimento de biomassa
Pode requerer a adição de
alcalinizante
Pode não alcançar as exigências de
padrões de lançamento,
necessitando de tratamento
complementar aeróbio
Baixa ou nenhuma remoção de
nitrogênio e fósforo
Mais sensível a variações de
temperatura
Produz gases odoríferos e corrosivos
(Fonte: CHERNICHARO, 2007; METCALF; EDDY, 2003; SPERLING, 2005)
33
Os sistemas anaeróbios podem ser divididos em dois grandes grupos:
sistemas convencionais (reatores que operam com baixas cargas orgânicas
volumétricas) e os sistemas de alta taxa (reatores capazes de reter grandes
quantidades de biomassa, operando com baixos tempos de detenção hidráulica). No
primeiro grupo estão inseridos os digestores de lodo, as lagoas anaeróbias e os
tanques sépticos. Estes últimos são utilizados no mundo todo há mais de 150 anos e
até hoje constituem uma das principais alternativas para o tratamento primário de
esgoto de residências e pequenas áreas desprovidas de redes coletoras
(CHERNICHARO, 2007). A permanência do emprego de tanques sépticos é refletida
em levantamentos domiciliares, os quais apontam a utilização de tanques sépticos
ou fossas em aproximadamente 26,1 milhões de domicílios nos Estados Unidos em
2007 (USEPA, 2008) e 24,2 milhões de domicílios no Brasil, em 2008 (IBGE, 2010).
3.3.1 Tanque Séptico
Os tanques sépticos apresentam como função elementar a retenção de
sólidos sedimentáveis e flutuantes contidos no esgoto bruto e também promovem a
digestão parcial da matéria orgânica. O material mais denso se acumula no interior
do tanque, tendo seu volume reduzido conforme a ação da digestão anaeróbia
(cerca de 50% dos sólidos acumulados são degradados, e o restante deve ser
removido periodicamente do tanque). O lodo de fundo chega a ocupar 50% do
volume total do tanque quando esgotado, já os materiais mais leves como óleos,
graxas e sólidos flotáveis se acumulam na superfície formando a escuma que tem
sua passagem impedida pela presença dos defletores (ANDREOLI, 2009; USEPA,
1999, 2000).
A configuração dos reatores varia entre cilíndrica ou prismática-retangular,
apresentando câmara única (Figura 2), câmaras em série ou sobrepostas.
34
Figura 2 - Tanque séptico retangular de câmara única
No Brasil, a norma que regulamenta a construção de tanques sépticos é a
NBR 7229:1993, a qual salienta os seguintes aspectos:
- O uso de tanques sépticos é recomendado para áreas desprovidas de rede pública
coletora de esgoto; e também é aceito como uma alternativa de tratamento para
áreas atendidas por rede coletora local; e para retenção prévia de sólidos em casos
onde a tubulação coletora apresente diâmetro e/ou declividade reduzida;
- O sistema de tanques sépticos aplica-se primordialmente ao tratamento de esgotos
domésticos e, em casos plenamente justificados, ao esgoto sanitário;
- O sistema deve ser dimensionado e implantado de forma a receber a totalidade dos
despejos (águas pluviais e provenientes de piscinas e de reservatórios de água não
devem ser encaminhadas aos tanques sépticos);
- A disposição final do efluente e do lodo deve constar no projeto, considerando a
possibilidade de pós-tratamento sempre que necessário;
- Os materiais empregados na construção do tanque devem apresentar resistência
química e mecânica às substâncias presentes no afluente e/ou geradas durante o
tratamento;
- As distâncias mínimas entre os tanques sépticos e demais elementos construídos
ou naturais (como construções, árvores, redes de abastecimento e corpos d’água),
devem ser respeitadas como medida de segurança;
35
- A contribuição de despejo deve ser calculada a partir do número de pessoas a
serem atendidas;
- A taxa de acumulação de lodo é dada em função do volume de lodo produzido por
cada usuário, faixa de temperatura ambiente e intervalo de limpezas.
Como exposto, o que torna o tanque séptico mais atrativo do que os demais
sistemas anaeróbios é sua simplicidade construtiva e operacional, não exigindo
equipamentos complexos para construção e mão de obra qualificada para o
monitoramento, permitindo o gerenciamento das águas residuárias na própria
origem. Porém, ainda que vantajoso, seu desempenho dependerá do projeto,
instalação, manutenção e monitoramento, da mesma forma que qualquer outro
sistema de tratamento; incumbindo ao proprietário a responsabilidade pelo
funcionamento do sistema e adequação, no caso de países desenvolvidos, aos
mecanismos reguladores existentes (BUTLER, 1995).
Um exemplo desta condição pode ser visto na Irlanda, onde, desde 2009,
vigoram diretrizes que determinam o aproveitamento dos resíduos e o descarte
adequado. Portanto, para atender à lei, os tanques sépticos presentes em domicílios
irlandeses devem ser registrados, cabendo aos proprietários operá-los e mantê-los
de acordo com os padrões emitidos pelo governo (WITHERS et al, 2012).
As descargas provenientes de tanques sépticos, em muitos casos, são
negligenciadas nos programas de gestão de bacias pela falta de dados referentes às
concentrações de nutrientes lançadas (WITHERS et al, 2011) e ao número exato de
instalações em dada região, contribuindo para poluição difusa e o aumento dos
riscos de eutrofização, uma vez que a eficiência do sistema para remoção da
demanda química de oxigênio (DQO), nutrientes e patógenos ainda é baixa,
requerendo tratamento adicional para adequação do efluente.
A ameaça de contaminação das águas subterrâneas é enfrentada por
diversas aldeias no Egito como resultado da falta de tratamento de esgotos (SABRY,
2010). Elmitwalli et al (2003) relatam que mais de 95% da área rural egípcia não
possui instalações de coleta e tratamento de efluentes. O esgoto produzido nas
residências é encaminhado a tanques sépticos. Diante disto, Sabry (2010) avaliou o
funcionamento de um tanque séptico modificado (tanque séptico de câmara única
construído em escala piloto associado a um reator anaeróbio compartimentado
36
preenchido com brita 2) por 315 dias, alcançando resultados favoráveis, com
remoções para DQO, DBO, SST de 84, 81, 89%, respectivamente (para TDH médio
de 20 horas), atingindo concentrações predominantemente menores que os limites
de lançamento exigidos pelas leis egípcias.
Um sistema piloto constituído de um tanque séptico de duas câmaras em
série (com um pequeno filtro de pedras de fluxo ascendente [V= 0,84 m³], acoplado
à segunda câmara em comunicação direta) com volume total de 8,82 m³, seguido
por quatro filtros anaeróbios (V= 3,36 m³ cada filtro) também foi monitorado na ETE
do campus da Universidade Federal do Rio Grande do Norte desde 1997
(ANDRADE NETO et al, 1999). A vazão de 10 m³dia-1 de esgoto doméstico foi
mantida constante desde o início da operação, alcançando no primeiro ano de
monitoramento remoção de 28 e 63% de DQO total; 40 e 47% de DQO solúvel; e 34
e 71% de sólidos suspensos pelas câmaras 1 e 2, respectivamente. Os autores
indicam a primeira câmara como o principal reator biológico (devido ao seu
desempenho na remoção da DQO solúvel) e estimulam o uso do pequeno filtro
ascendente acoplado para amortecimento de sobrecargas esporádicas.
Como descrito acima, é comum a associação de tanques sépticos a outras
tecnologias para a complementação do tratamento. A NBR 13969:1997 cita a
associação do tanque séptico a diferentes tecnologias, abordadas de acordo com
suas vantagens e desvantagens, elencando as características de cada processo.
Dentre as tecnologias propostas pela referida norma estão os sistemas de digestão
anaeróbia. Estes, ainda que primordialmente destinados ao pré-tratamento de
efluentes, progrediram consideravelmente nas últimas décadas (CHAN et al, 2009),
ampliando o leque para novas tecnologias e aprimorando o funcionamento de outras
já em operação.
Unidades anaeróbias, tais como, reatores anaeróbios de fluxo ascendente
(RAFA ou UASB – Upflow Anaerobic Sludge Blanket); leitos fluidizados; lagoas
anaeróbias; separação por membranas; reatores com crescimento [de biomassa]
aderido ou disperso de fluxo ascendente ou descendente são exemplos tipicamente
empregados no pós-tratamento de tanque séptico. Estes, mesmo que operacional e
estruturalmente diferentes, apresentam pré-requisitos básicos de funcionamento,
como a presença de grande massa bacteriana anaeróbia, e o contato intensivo entre
37
o material orgânico afluente e o lodo contido no sistema (METCALF; EDDY, 2003;
van HAANDEL; LETTINGA, 1994).
3.3.2 Filtro Anaeróbio
Os primeiros reatores anaeróbios de leito fixo foram denominados filtros
anaeróbios. De forma geral, pode-se descrevê-los como reatores biológicos
preenchidos por material inerte no qual o lodo se acumula e permanece em contato
com o fluxo afluente, cuja retenção de biomassa é obtida pelos micro-organismos
aderidos ao material de preenchimento ou suspenso nos espaços vazios
(MANARIOTIS; GRIGOROPOULOS, 2006). Os estudos sobre este tipo de reator
iniciaram com a publicação de Young e McCarty (1969) que, ao operarem um filtro
anaeróbio alimentado por esgoto sintético, obtiveram eficiência superior a 80% em
termos de redução de DBO (ABREU; ZAIAT, 2008).
A retenção de biomassa ativa no interior de reatores anaeróbios é fator
decisivo para o sucesso do processo de tratamento e depende de vários fatores
operacionais e ambientais. Uma forma de se evitar a perda da biomassa com o
efluente é imobilizando-a no material suporte. Este, por sua vez, contribui para a
formação do biofilme; auxilia no acúmulo de biomassa (desvinculando o tempo de
retenção celular do tempo de detenção hidráulica); aumenta o contato entre efluente
e biomassa; atua como barreira física; e favorece a uniformização do escoamento
(CAMPOS et al, 1999). Também é consensual entre alguns autores que a
estabilização da matéria orgânica em filtros com leito submerso se deve aos sólidos
acumulados nos interstícios do material de enchimento. Portanto, o índice de vazios
(capacidade para acumular lodo ativo) e uniformidade do material de enchimento
(distribuição do fluxo) são muito importantes (ANDRADE NETO et al, 2001).
No Brasil, a norma que preconiza a utilização de filtros anaeróbios para pós-
tratamento de efluente de tanque séptico é a NBR 13.969:1997, a qual elenca
condições gerais e específicas para construção de unidades complementares,
ressaltando os seguintes aspectos construtivos e operacionais:
38
- Cada filtro anaeróbio poderá atender um tanque séptico ou um grupo de tanques
sépticos;
- Os materiais empregados na construção dos filtros devem ser inertes e apresentar
resistência química e mecânica às substâncias presentes no afluente e/ou geradas
durante o tratamento, de modo que o surgimento de fissuras permitiria a infiltração
de água externa à zona retentora, prejudicando a eficácia do tratamento;
- Os filtros anaeróbios poderão ser construídos com ou sem fundo falso. Na
ausência deste, o afluente deverá ser introduzido até o fundo do filtro e distribuído
por toda a base através de tubos perfurados;
- Todos os filtros devem possuir um dispositivo de drenagem para manutenção e
esgotamento;
- Os filtros devem possuir uma cobertura em laje de concreto contendo uma tampa
de inspeção;
- A contribuição de despejo deve ser calculada a partir do número de pessoas a
serem atendidas;
- O tempo de detenção hidráulica deve ser determinado em função da vazão e da
temperatura média do ambiente;
- O procedimento de limpeza deverá ser realizado sempre que constatada a
obstrução do leito filtrante;
- O efluente proveniente do filtro anaeróbio deve receber destinação adequada, não
sendo permitido o lançamento em cursos d’água ou em galerias de água pluvial.
Para van Haandel e Lettinga (1994) uma das barreiras para a adoção dos
filtros anaeróbios em escala real refere-se ao custo do material de enchimento, que
pode ter a mesma ordem de grandeza do valor da própria construção do reator. Esta
constatação reforça o fato de que as pesquisas devam considerar as necessidades
e condições locais, e não apenas se basear em práticas de sucesso adotadas em
outros países (MASSOUD et al, 2009). Pensando nisto, pesquisadores da UNICAMP
apoiados pelo Programa de Pesquisas em Saneamento Básico (PROSAB) ao
estudarem sistemas de tratamento de esgotos acessíveis a comunidades carentes,
testaram diferentes materiais alternativos, como anéis de eletroduto, escória de alto-
forno, anéis de bambu, cascas de coco verde e tijolos cerâmicos. Ao aplicá-los em
39
escala real, concluíram que os anéis de bambu e cascas de coco verde são leves e
facilmente encontrados nas regiões brasileiras, e permitem, assim, a redução dos
custos para construção dos filtros (TONETTI et al, 2012; CRUZ et al, 2013).
Camargo e Nour (2001) avaliaram o tratamento realizado por dois filtros
anaeróbios de fluxo ascendente preenchidos por anéis inteiros (Filtro B) e meio
anéis (Filtro A) de bambu. Os filtros possuíam volume útil de 500 L cada e foram
instalados em uma ETE localizada na cidade de Limeira (São Paulo), recebendo o
efluente de uma unidade de tratamento preliminar da própria estação, mantendo-se
a carga hidráulica constante. A partir do fundo falso foram instalados seis pontos de
amostragem (0,1; 0,2; 0,3; 0,4; 0,6 e 0,8 metros) para avaliar a remoção de DQO-
total (DQOt), DQO-filtrada (DQOf) e SST em diferentes TDH. A remoção de DQOt e
DQOf pouco diferiu nos dois reatores, variando de 60 a 80% em ambos os casos,
apresentando resultados mais expressivos a partir do ponto 4 (0,4 m de altura).
Quanto a SST, alcançaram-se remoções de 60-80% para o Filtro A e de 70-80%
para os Filtros B. Também foram realizados testes de resistência e compressão do
material de recheio no início do experimento, após um ano e após dois anos de
operação. Verificou-se com os testes que a degradação do bambu, praticamente, se
estabilizou durante o primeiro ano, com menores perdas de resistência pelos anéis
inteiros, revelando-se como um meio satisfatório para desenvolvimento do biofilme,
com eficiência similar a encontrada por outros materiais comumente utilizados, e
economicamente viável.
Manariotis e Grigoropoulos (2006) avaliaram o comportamento de três filtros
anaeróbios de fluxo ascendente em escala de bancada (14 x 80 cm [diâmetro
interno x altura da coluna do filtro]), sendo cada reator preenchido com diferentes
materiais filtrantes (selas cerâmicas, anéis plásticos lisos e pedra britada; dispostos
nas unidades 1, 2 e 3, respectivamente) para o tratamento de esgoto com alta
concentração de matéria orgânica. Os reatores tinham capacidade volumétrica de
12,5 L e operaram por 3 anos. Em todas as unidades foram feitos 3 pontos de
amostragem distribuídos a cada 20 cm. Através da caracterização de amostras
líquidas e de testes de drenagem, buscou-se mensurar a quantidade de biomassa
aderida ao meio filtrante e retida nos espaços vazios. Foram observadas altas
concentrações de DQO e SST no interior dos filtros, com picos de DQO obtidos no
primeiro ponto de coleta (20 cm) iguais a 9.600, 9.980 e 11.500 mgL-1, e de SST de
40
3.230, 13.500 e 9.830 mgL-1 para as unidades 1, 2 e 3, respectivamente. Porém,
destaca-se que as concentrações do efluente (saída) foram bem inferiores às do
afluente, com a altura da coluna tendo um efeito significativo na retenção de matéria
orgânica e de sólidos. Os autores reportam que o recheio com 80 cm foi adequado
para as unidades 1 e 2; já o filtro preenchido por brita teve maiores variações.
Contudo, a drenagem da unidade 3 tendeu a recuperar a razão SSV/SST,
demonstrando que a limpeza do filtro é algo viável. Também é ressaltado que a
morfologia dos materiais filtrantes teve influência na distribuição e na retenção de
sólidos que, neste caso, apresentou maior acúmulo de sólidos nas porções
inferiores, sendo as selas cerâmicas mais eficientes para contenção destes.
Outro experimento, também em escala de bancada, foi realizado por Bodík
et al (2002), no qual se avaliou o funcionamento de um reator anaeróbio de fluxo
ascendente com capacidade volumétrica de 1,5 L (7 x 50 cm [diâmetro interno x
altura]) preenchido com pequenos tubos de eletroduto para o pré-tratamento de
esgoto doméstico municipal na região da Bratislava (Eslováquia). Devido à baixa
carga orgânica verificada no esgoto (100 - 250 mgDQOL-1), foram acrescidos glicose
e acetato de sódio, elevando a DQO afluente para 300 mgL-1. O experimento operou
por 20 meses variando-se o TDH (6, 10 e 20 horas) e a temperatura (8, 15 e 24 ºC).
Observou-se que em temperaturas mais baixas, o TDH influenciou a eficiência do
processo, requerendo períodos maiores. Já em temperaturas superiores a 10 ºC, a
remoção de DQO pouco variou entre 10 ou 20 horas de detenção hidráulica.
Durante o estado de equilíbrio (T= 24 ºC e TDH= 20 h) obteve-se concentração final
média de 72, 30 e 20 mgL-1 para DQO, DBO e SS, respectivamente, representando
remoções de 90% de DQO, 95% de DBO e 95% de SS; revelando o potencial de
aplicação do filtro para o pré-tratamento de esgoto de pequenas comunidades.
Ainda variando-se o tipo de material de preenchimento, Abreu e Zaiat (2008)
testaram o funcionamento de um reator anaeróbio de escoamento ascendente e leito
fixo, contendo biomassa imobilizada em espuma de poliuretano (espuma de colchão
comum) disposta em matrizes cúbicas de 1 cm de lado. O reator foi construído em
tubo de acrílico (0,09 x 1,00 m [diâmetro externo x altura]) e capacidade volumétrica
de 6,4 L, cujo leito ocupava, aproximadamente, 5,8 L. Os autores dividiram o
monitoramento em quatro etapas, nas quais variaram o TDH (8, 6, 10 e 12 horas),
sendo que na quarta etapa passaram a aerar parte do reator tornando-o anaeróbio-
41
aeróbio. Observou-se maior estabilidade durante a terceira etapa (TDH = 10h) na
qual o efluente apresentou um valor médio para DQO bruta de 137 ± 16 mgL-1, que
se manteve independente das variações da DQO bruta afluente, resultando em
remoção média de 64%. Na quarta etapa, com a inclusão da aeração na parcela
intermediária do reator, notaram-se ganhos tanto na remoção de material particulado
quanto suspenso, atingindo, rapidamente o equilíbrio operacional para o
estabelecimento da nitrificação.
Os estudos reforçam, portanto, que a tecnologia anaeróbia é eficiente, mas
ainda demanda pós-tratamento para a geração de um efluente que atenda aos
padrões estabelecidos na legislação. Neste caso, os filtros de areia podem ser uma
alternativa para cumprir tal função, mantendo o baixo custo e garantindo um efluente
com alta qualidade e compatível aos padrões de lançamento.
3.4 Filtro de Areia
Atualmente, a diversificação de sistemas aerados destinados ao tratamento
de esgotos é grande. A seleção de determinada operação, processo ou mesmo
combinações requer associar fatores técnicos, ambientais e econômicos,
considerando: a natureza do esgoto; a compatibilidade entre as diversas operações
e processos; a viabilidade ambiental e econômica dos diferentes sistemas; o espaço
disponível e a geometria e tipo do reator; e o uso pretendido do efluente tratado
(METCALF; EDDY, 2003).
A combinação de processos anaeróbios e aeróbios permite explorar as
vantagens de cada processo, minimizando-se os aspectos negativos, resultando, por
exemplo, na implementação de sistemas compactos de baixa acumulação de lodo
(reatores anaeróbios) e maior remoção de matéria orgânica (característica de
reatores aeróbios) (ABREU; ZAIAT, 2008). A viabilidade dessa associação, tal como
filtro anaeróbio combinado a filtro de areia, para atendimento de pequenas
comunidades pode ser fortalecida por sua ampla utilização em diferentes países,
como na França, onde mais de 15 milhões de pessoas utilizam filtros de areia para o
tratamento de esgoto (ROLLAND et al, 2009). No Brasil seu uso ainda é limitado,
42
mas, para respaldar a difusão, foi elaborada uma norma específica, a NBR
13969:1997, na qual estão dispostos detalhes técnicos que orientam a construção e
operação de diferentes unidades.
Os filtros de areia são leitos preenchidos por areia e outros materiais
filtrantes, onde a depuração ocorre por mecanismos físicos e químicos, e por micro-
organismos que se desenvolvem no meio granular, cuja alimentação poderá ser
realizada por fluxo intermitente descendente e o efluente tratado captado pelo fundo
drenante, não necessitando de operação e manutenção complexas (NBR
13969:1997).
Historicamente, o primeiro filtro de areia desenvolvido para o tratamento de
esgoto foi projetado para filtração lenta, já a filtração rápida foi destinada ao
tratamento de grandes volumes de água em instalações que ocupavam pequenos
espaços (METCALF; EDDY, 2003). A princípio, a aplicação intermitente de esgoto
não era bem definida e altas cargas orgânicas diárias eram dispostas sobre os leitos,
provocando entupimentos frequentes, exigindo maior manutenção e longos períodos
de repouso para recuperação da capacidade de filtração (LEVERENZ et al, 2009).
A alternância entre dosagem e descanso (aplicação intermitente) tem por
finalidade a manutenção da condição aeróbia na estrutura do leito e é um fator
importante para promoção do crescimento bacteriano (que decompõe e extrai
energia dos poluentes), favorecendo, inclusive, o desenvolvimento de bactérias
nitrificantes responsáveis pela transformação do nitrogênio orgânico e amoniacal em
nitrito e nitrato (MENORET et al, 2002; LEVERENZ et al, 2009).
Outro parâmetro operacional de grande importância é a escolha do material
granular. O tamanho efetivo dos grãos e a uniformidade destes influenciam em
vários quesitos da filtração, como: quantidade de esgoto que poderá ser filtrada, taxa
de filtração, profundidade de penetração de material particulado, qualidade do
efluente final e durabilidade do filtro. Se o grão for muito pequeno, a maior parte da
força motriz será desperdiçada para superar a resistência de atrito do filtro,
limitando, também, o volume de líquido filtrado, levando ao entupimento precoce.
Por outro lado, se for muito grande, a maioria das partículas menores irá passar
diretamente pelo filtro, reduzindo o tempo de detenção hidráulica, fazendo com que
decomposição biológica pretendida não seja alcançada, prejudicando a eficiência do
43
tratamento (USEPA, 1985; ROLLAND et al, 2009, METCALF; EDDY, 2003). Como
forma de orientação e contribuição para uma operação adequada, a norma técnica
francesa DTU 64.1 (AFNOR, 2007) se mostra mais restritiva à granulometria,
recomendando que o tamanho dos grãos de areia esteja dentro do intervalo de 0,1 a
0,4 mm; já a agência de proteção ambiental dos Estados Unidos (USEPA, 1985)
apresenta limites um pouco maiores, de 0,4 a 1,5 mm; semelhante à norma
brasileira (NBR 13969:1997) cujo intervalo varia de 0,25 a 1,2 mm. Vale acrescentar
que areias de tamanho efetivo similar e coeficiente de uniformidade (Cu) diferente
também podem produzir desempenho significativamente diverso. Segundo a DTU
64.1, o coeficiente de uniformidade não deverá ser inferior a 3 ou superior a 6. Já
para a USEPA (1985) e a NBR 13969 (1997), os filtros de alimentação intermitente
deverão apresentar Cu inferior a 4. Demais mecanismos e fenômenos atuantes no
processo de filtração estão descritos na Tabela 3.
Tabela 3 - Mecanismos e fenômenos envolvidos na filtração
Mecanismos/
Fenômenos Descrição
Fixação
a. Mecânica b. Por contato
a. Partículas maiores que os poros do material suporte são retidas
mecanicamente b. Partículas menores do que os poros ficam presas no filtro pelo contato
com os grãos
Sedimentação Deposição de partículas no meio filtrante
Interceptação Muitas partículas que se deslocam pelas linhas de fluxo são removidas quando entram em contato com a superfície do material filtrante
Adesão As partículas se ligam à superfície do material filtrante à medida que passam por ele. Devido à força do fluxo da água, alguns materiais são arrastados para o fundo do filtro antes que se prendam firmemente
Floculação A floculação pode ocorrer dentro dos interstícios do material filtrante
Adsorção Química e Física1
Uma vez que a partícula tenha entrado em contato com a superfície do material filtrante ou outras partículas, um desses mecanismos, ou ambos, poderá retê-la no material
Crescimento Biológico
O crescimento biológico no filtro reduz o volume dos poros e pode melhorar a remoção de partículas atuando juntamente aos mecanismos de remoção acima citados
(Fonte: METCALF; EDDY, 2003)
1 Forças envolvidas: Ligação e interação química; forças eletrostáticas, eletrocinéticas e de van der
Waals (METCALF; EDDY, 2003).
44
Os filtros de aplicação intermitente podem ser usados no pós-tratamento de
efluente de tanque séptico para posterior infiltração no solo ou para reúso. Na
Irlanda é comum a combinação de filtros de areia estratificados de alimentação
intermitente tanto no tratamento secundário como no polimento em locais de
percolação, resultando em menor área requerida (GILL et al, 2009). Como exposto
na Tabela 3, os filtros são capazes de remover o material particulado suspenso
(orgânico e inorgânico, bem como DBO particulada) por processos de tratamento
químico, físico e biológico; e quando utilizados anteriormente a disposição no solo,
também aumentam a capacidade deste para degradação aeróbica dos componentes
orgânicos. No entanto, a remoção de micro-organismos não é completa, bactérias e
vírus são, normalmente, resistentes ao processo de filtração, tornando a desinfecção
muitas vezes necessária (LEVERENZ et al, 2009; METCALF; EDDY, 2003).
Almejando viabilizar o reúso de efluente de laticínio (proveniente da limpeza
dos pátios de ordenha e demais salões por onde transitam gados), Ruane et al
(2014) estudaram o pós-tratamento de esgoto de filtro anaeróbio por filtros de areia
(com e sem estratificação). O filtro não estratificado era composto por uma de
camada de cascalho, 70 cm de areia média, e outra camada de cascalho; já o filtro
estratificado foi dividido (a partir do topo) em: cascalho – areia grossa – cascalho –
areia média – cascalho – areia fina – cascalho. O trabalho se desenvolveu em
escala de bancada (0,30 m de diâmetro x 1,00 m de profundidade para o filtro
estratificado, e 0,90 m para o filtro de camada única) com carga hidráulica de
20 L.m-²dia-1 e carga orgânica sempre inferior a 25 gDQOm-²dia-1. Os resultados
apontaram para melhor desempenho do filtro estratificado quanto à remoção de
DQO solúvel e suspensa (55 e 56%), SS (62%), N-total (57%) e fósforo (74%);
revelando, em ambos os filtros, remoção de coliformes totais superior a 95%.
Ainda no cenário agropastoril, Oliveira et al (2006) avaliaram a eficiência de
um filtro de areia de escoamento horizontal no polimento de lagoa facultativa aerada.
O estudo se desenvolveu no município de Braço do Norte (Santa Catarina) e faz
parte do primeiro experimento em escala real do Brasil para tratamento de dejetos
suínos. O filtro possuía volume útil de 7,2 m³ (3,0 x 6,0 x 0,5 m [largura x
comprimento x profundidade]) e foi preenchido com seixo rolado nas extremidades
de alimentação e saída, e areia grossa na porção central. A vazão média aplicada
era de 1,8 m³dia-1 e taxa hidráulica de 100 Lm-2dia-1. Após passar pela lagoa
45
facultativa aerada, a concentração de DQO no efluente encaminhado ao filtro variou
de 900 a 1040 mgL-1, com média de DBO5, NTK e N-NH3 de 790, 1120 e 801 mgL-1,
respectivamente. Após nove meses de monitoramento, a remoção observada para
DQO foi quase nula, sem diferenças significativas entre as concentrações afluente e
efluente. O desempenho para remoção de nitrogênio também foi baixo, apenas 6%
de NTK e 3% de N-NH3 foram removidos. Já para SST, a remoção foi da ordem de
63%. A partir destes resultados os autores supõem que o tratamento realizado pelo
filtro tenha sido predominantemente físico e que a operação tenha sido prejudicada
pelo baixo desempenho da lagoa durante o período estudado. Também ressaltam
possíveis interferências ambientais, uma vez que as unidades monitoradas
compunham um sistema real de tratamento, sujeito às variações das condições
climáticas e operacionais.
Mesmo que os filtros de areia sejam projetados e operados corretamente,
com o passar do tempo, há acúmulo de material nos interstícios dos grãos e perda
de carga, resultando na colmatação. A saturação da condutividade hidráulica e o
acúmulo de matéria orgânica no meio filtrante são mecanismos físicos e químicos
envolvidos neste processo. No entanto, a investigação a respeito dos demais fatores
que também contribuem para a colmatação ainda é pequena. Portanto, é importante
monitorar o desenvolvimento do biofilme juntamente à eficácia do tratamento quando
o filtro de areia está em operação, realizando a manutenção, quando necessária,
através da limpeza ou troca da camada colmatada (RUANE et al, 2014; LEVERENZ
et al, 2009; METCALF; EDDY, 2003). A NBR 13969:1997 recomenda que, após a
secagem da superfície do filtro de areia, deva-se proceder a raspagem e remoção do
material depositado na superfície (incluindo vegetação), juntamente a uma pequena
camada de areia (0,02 m a 0,05 m), sendo a camada de areia removida reposta
imediatamente por areia limpa com características idênticas à anterior.
Esta mesma norma também recomenda que o uso de filtro de areia para o
pós-tratamento de efluente de tanque séptico, deve limitar a taxa de aplicação a
100 Lm-2dia-1 e caso seja proveniente de um processo aeróbio, pode-se dobrar o
valor da taxa. Onde a temperatura média mensal do esgoto for inferior a 10 oC, os
limites serão, respectivamente, 50 e 100 Lm-2dia-1. Já a agência de proteção
ambiental norte-americana, USEPA, apesar de pertencente a um país de clima
predominantemente mais frio, recomenda taxas superiores aos da norma brasileira,
46
variando entre 80 e 200 Lm-2dia-1 (2.0 – 5.0 gpd ft-²) quando a alimentação provém
de tanque séptico e de 200 a 400 Lm-2dia-1 (5.0 – 10.0 gpd ft-²) se originária de filtro
aeróbio (USEPA, 1980).
Na UNICAMP, Tonetti et al (2012) desenvolveram estudos com quatro filtros
de areia em escala piloto para o pós-tratamento de efluente anaeróbio proveniente
de filtro preenchido com anéis de bambu, buscando avaliar a eficácia do tratamento
em diferentes condições, contrastando-as aos padrões definidos pelas normas
técnicas. As taxas de aplicação diária variaram de 50 a 200 Lm-2dia-1. O efluente
tratado apresentou baixos teores de sólidos (concentrações inferiores a 50 mgL-1) e
turbidez inferior a 12 uT, revelando robustez do sistema para remoção de matéria
orgânica mesmo em taxas mais altas, sem diferenças significativas para os valores
médios de DBO do efluente dos filtros de areia (remoções globais > 93%). As
médias para as concentrações de E. coli dos filtros de areia foram superiores aos
padrões de corpos hídricos de classes II e III (CONAMA 357, 2005), contudo,
pequenas concentrações de um agente desinfetante seriam suficientes para
adequação do líquido. Segundo os autores, tais estudos indicaram que as
orientações construtivas dadas pela NBR 13.969:1997 são extremamente
conservadoras, visto que os resultados obtidos somados à baixa necessidade de
manutenção do leito sustentam a viabilidade da implantação do sistema em escala
real.
3.5 Disposição e possibilidades de reúso do efluente tratado
A introdução de substâncias estranhas (naturais ou artificiais) no meio
aquático está relacionada ao lançamento de efluentes domésticos e industriais e, em
menor proporção, à lixiviação dos solos agricultáveis (LIBÂNIO, 2010). Contudo,
como apresentado na Tabela 4, o efluente tratado também é suscetível à
permanência de resíduos que interferem na qualidade da água do corpo receptor.
47
Tabela 4 - Compostos residuais típicos de efluentes tratados e seus efeitos
Resíduo Efeito
Sólidos suspensos
Pode provocar a deposição de lodo ou interferir na transparência da água;
Pode interferir na desinfecção servindo de escudo para micro-organismos
Sólidos coloidais Pode interferir na turbidez do efluente
Matéria orgânica particulada
Consumo de oxigênio dissolvido;
Pode interferir na desinfecção servindo de escudo para micro-organismos
Carbono orgânico Consumo de oxigênio dissolvido
Amônia
Aumento da demanda de cloro;
Pode ser convertida a nitrato, consumindo oxigênio;
Juntamente ao fósforo, pode levar ao desenvolvimento indesejável de organismos aquáticos;
Tóxica aos peixes
Nitrato Estimula o crescimento algal e de organismos aquáticos;
Pode provocar a metahemoglobinemia em bebês
Fósforo Estimula o crescimento algal e de organismos aquáticos;
Interfere na coagulação;
Biológicos
(Bactérias; cistos e oocistos de
protozoários; e vírus)
Riscos sanitários – propagação de agentes infecciosos e vetores de doenças
(Fonte: METCALF; EDDY, 2003)
A assimilação dos resíduos provenientes de atividades humanas pelo meio
ambiente esta sendo prejudicada ainda mais pelos longos períodos de estiagem e
precipitações irregulares. Logo, a adoção de projetos para tratamento de esgoto que
também abordem possibilidades para reutilização do efluente tratado contribui com a
racionalização e conservação dos recursos hídricos.
O Brasil não apresenta instrumentos legais que estabeleçam padrões de
qualidade para a água de reúso em cada atividade, nem seus respectivos códigos
de prática, critérios para licenciamento e mecanismos de controle (HESPANHOL,
2012). O Conselho Nacional de Recursos Hídricos (CNRH) em sua Resolução Nº 54
(2005) estabelece diretrizes e critérios gerais que regulamentam e estimulam a
prática de reúso direto não potável de água em todo território nacional. Tal
deliberação autoriza o reúso desde que a água residuária esteja em conformidade
48
aos padrões exigidos para a modalidade pretendida (reúso para fins urbanos;
agrícolas e florestais; ambientais; industriais e aquicultura), porém, não determina
quais são estes padrões, reportando-os a regulamentações futuras.
Enquanto as leis em âmbito nacional sobre a regulação de águas de reúso
não são promulgadas, complementarmente, ocorrem iniciativas regionais através da
instauração de programas municipais para implantação de medidas que versem pela
conservação e reaproveitamento de águas, como a Lei Municipal nº 12.474/2006 da
cidade de Campinas. Por meio desta lei, instituiu-se o Programa Municipal de
Conservação, Uso Racional e Reutilização de Água em Edificações, o qual incentiva
“o reuso das águas provenientes de estações de tratamento de esgoto, para
aplicações compatíveis, tais como: limpeza de ruas, galerias, bueiros, redes de
esgoto e atividades industriais compatíveis” (Art. 4º, inc. V, Lei Municipal de
Campinas 12.474/2006).
Da mesma forma, o Edital 04 do PROSAB (2006) apresenta um
levantamento detalhado sobre modalidades, experiências e marcos regulatórios para
reúso de esgoto sanitário no Brasil e no mundo, a fim de respaldar a discussão e
apresentar uma visão integrada do tratamento e utilização de efluentes para
diversos fins.
A NBR 13.969:1997 também sugere o reúso local do esgoto de origem
essencialmente doméstica para fins não potáveis e sanitariamente seguros. Para
tanto, vincula o grau de tratamento ao uso mais restringente, e apresenta quatro
classes distintas com parâmetros de qualidade do líquido, determinados conforme o
reúso pretendido (Tabela 5).
49
Tabela 5 - Aplicação de água de reúso segundo a NBR 13969:1997
Atividade para reúso Limites Tratamento sugerido
Classe 1
Lavagem de carros e demais uso de contato direto (incluindo aspiração de aerossóis)
Turbidez < 5 uT
CF¹ < 200 NMP/100mL
STD² < 200 mgL-1
pH: 6,0 - 8,0;
Cloro³: 0,5 - 1,5 mgL-1
Tratamento aeróbio seguido por filtração convencional (ou membrana filtrante) e cloração
Classe 2
Lavagens de pisos, calçadas, irrigação de jardins, manutenção de lagos e canais para fins paisagísticos (exceto chafarizes)
Turbidez < 5 uT c
CF < 500 NMP/100 mL
Cloro > 0,5 mgL-1
Tratamento biológico
aeróbio seguido de
filtração por filtro de areia (ou membrana filtrante) e desinfecção.
Classe 3 Reúso em descargas de vasos sanitários
Turbidez < 10 uT
CF < 500 NMP/100mL
Água residual de máquinas de lavar roupas seguidas por coloração. Demais casos: tratamento aeróbio seguido de filtração e desinfecção
Classe 4
Reúso em pomares, cereais, forragens, pastagens e outros cultivos através de escoamento superficial ou por sistema de irrigação pontual.
CF < 5000 NMP/100mL
OD: 2,0 mgL-1 ---
1 – Coliforme Fecal (CF); 2 – Sólidos Totais Dissolvidos (STD); 3 – Cloro Residual
O reúso do esgoto doméstico tratado nas próprias residências pode,
portanto, ser destinado a finalidades não potáveis, como descarga de sanitários,
rega de jardins, lavagem de pavimentos e veículos, desobstrução de tubulações; ou
então ser encaminhamento aos serviços públicos para lavagem de logradouros e
combate a incêndios, em projetos de recuperação do meio ambiente, ou para uso na
agricultura e na indústria (AL-GHUSAIN; TERRO, 2003; CNRH - Resolução nº 54,
2005).
Na agricultura, o esgoto sanitário tratado pode ser utilizado para a irrigação,
cultivo de florestas plantadas e fertilização dos solos, pois, constitui-se não apenas
de uma fonte adicional de água, como também oferece nutrientes vegetais (N, P, K)
importantes para o desenvolvimento das culturas, principalmente, em regiões de
clima (semi)árido (van LIER et al, 2002).
50
Na indústria, os exemplos mais comuns incluem o reúso para lavagem de
pátios e veículos e resfriamento de máquinas. Mas, também há estudos para o
reaproveitamento do líquido tratado nos próprios processos produtivos e/ou na
composição do produto final, como é o caso do reúso para fabricação de concreto.
Para este último, a quantidade e a qualidade da água são fatores vitais por
influenciarem na resistência e durabilidade do concreto. Logo, águas contendo altas
concentrações de sulfatos, cloretos, argilas, lodo e íons químicos agressivos não
poderão ser utilizadas. A preocupação com a qualidade é grande, ressaltando uma
expressão popular de que se a água é boa para beber é apropriada para fazer
concreto (AL-GHUSAIN; TERRO, 2003; MUNIANDY, 2009). Portanto, a adequação
da água de reúso é de suma importância, tendo em vista que a própria norma
técnica brasileira (NBR 15900:2009 - Água para amassamento do concreto) não
garante a viabilidade do uso generalizado da água proveniente de estações de
tratamento de esgoto e caracteriza a água de esgoto tratado como inadequada para
uso em concreto.
51
4. MATERIAIS E MÉTODOS
4.1 Local de implementação do projeto
A pesquisa foi desenvolvida no distrito de Barão Geraldo no município de
Campinas (SP) ao norte da macrozona 3 (área de urbanização controlada)
(CAMPINAS, 2006).
A propriedade onde o sistema de tratamento foi construído está localizada
na Estrada da Rhodia, km 14,5, (22°47’15” S, 47°04’58” O, 580 m) a cerca de 6 km
de distância da Cidade Universitária Zeferino Vaz (Unicamp). O terreno possui
aproximadamente 22.000 m² de área, apresentando declividade em toda sua
extensão, tornando-se plano apenas na porção inferior, onde faz fronteira com o
Ribeirão Anhumas (afluente do Rio Atibaia). Esta parte do terreno é utilizada pela
empresa Villa Stone Comércio e Indústria de Materiais Básicos para Construção
Ltda. A empresa produz diferentes pisos para calçamento, possuindo, durante o
período estudado, cerca de cinco operários (tendo perspectiva de extensão para o
quadro completo de 20 funcionários atuando apenas na fábrica). Na propriedade,
além da fábrica, existem duas residências (a primeira construída no limite superior
do terreno e outra na porção central) onde vivem 4 pessoas, e um estabelecimento
comercial (um pequeno bar). A Figura 3 apresenta uma imagem aérea da
propriedade com indicação da localização das áreas construídas, as quais também
estão representadas individualmente na Figura 4.
52
Figura 3 - Imagem aérea da área de estudo
(Fonte: Imagens de satélite - Goggle mapas 2014)
Figura 4 - Imagens das construções presentes na propriedade: Bar (A); Residências dos proprietários (B e C); e Fábrica (D).
(Fonte: Elaborada pela autora)
A princípio, o sistema de tratamento foi projetado para atender apenas o
volume de esgoto produzido no perímetro ocupado pela fábrica. Porém, devido à
53
incompletude do quadro de funcionários e à ausência de uma rede coletora de
esgotos no momento da instalação do projeto, todo o efluente produzido na
propriedade passou a ser encaminhado ao sistema de tratamento.
4.1.2 Abastecimento de água e origem do efluente
O abastecimento de água na propriedade, bem como no bairro, é efetuado
por rede geral de distribuição sob responsabilidade da empresa SANASA
(Sociedade de Abastecimento de Água e Saneamento). O consumo de água na
propriedade pôde ser mensurado pelo acompanhamento dos três hidrômetros
instalados no local: um para atendimento do estabelecimento, outro para as casas e
o terceiro para a fábrica.
Nas casas residem quatro pessoas que permanecem durante o dia todo na
propriedade e consomem água apenas para realizarem atividades domésticas. No
bar, o consumo se deve a presença de dois banheiros (um vaso sanitário e uma pia
em cada), uma pia para limpeza de utensílios dentro do estabelecimento e uma
torneira conectada a uma mangueira para uso externo.
No que diz respeito à fábrica, a demanda é suprida por diferentes fontes: a
água destinada aos processos produtivos é captada de uma cisterna que armazena
água da chuva e uma parcela menor tem origem de um poço também presente na
propriedade. Já a água provida pela rede de abastecimento é destinada aos dois
banheiros (um chuveiro, um vaso sanitário e uma lavatório em cada) e à torneira de
uso externo; sendo apenas este consumo registrado pelo hidrômetro.
O esgoto a ser tratado é proveniente de atividades domésticas, relacionadas
à higiene dos moradores e funcionários (limpeza de alimentos e utensílios
domésticos, lavatórios, descargas e banhos), e dos frequentadores do bar (pias e
sanitários), não adentrando ao sistema a parcela do efluente industrial (produção de
pavimentos).
O esgoto produzido na área de estudo passa por caixas de gordura
(instaladas nas respectivas tubulações de saída – uma atendendo ao bar e outra às
54
residências) e é transportado por gravidade através de uma tubulação de 0,10 m de
diâmetro até o tanque séptico (Figura 5).
Figura 5 - Instalação da tubulação de coleta e conexão ao tanque séptico
(Fonte: acervo pessoal Luana Cruz, 2013)
4.2 Aspectos operacionais e etapas do projeto
Os estudos para planejamento do projeto (Tabela 6) e a concretização das
obras compreenderam um período de sete meses (entre novembro de 2011 e junho
de 2012).
Essa primeira etapa corresponde ao trabalho elaborado por Cruz (2013) no
qual se avaliaram a partida e a operação do sistema composto por tanque séptico
Filtro Anaeróbio
Tanque Séptico
Esgoto Bruto
Efluente Tratado
Filtro de Areia
Tabela 6 - Fluxograma do projeto
55
associado a filtro de areia (entre julho de 2012 e fevereiro de 2013). Neste período, o
filtro anaeróbio foi mantido inoperante desviando-se o efluente do tanque séptico e o
encaminhando diretamente ao filtro de areia.
O presente estudo buscou avaliar o tratamento realizado pela associação de
uma unidade de tanque séptico, um filtro anaeróbio e um filtro de areia (Figura 6).
Para tanto, foi preciso apenas restabelecer a ligação entre o tanque séptico e o filtro
anaeróbio através do desbloqueio da tubulação presente na caixa de passagem
(não havendo modificações estruturais no sistema, uma vez que todas as unidades
de tratamento já estavam previstas no projeto original, como apresentado pela
Tabela 6).
Figura 6 - Esquema em corte lateral do sistema completo e foto sequencial de cada unidade estudada
(Fonte: Elaborada pela autora)
56
Como descrito nos itens 4.1 e 4.1.2, o terreno era relativamente íngreme e o
esgoto proveniente das casas e do bar pôde ser transportado pela ação da
gravidade até o tanque séptico, contribuindo para não mecanização do sistema. No
caso da fábrica, estando as instalações de esgoto em área plana, foi preciso
posicionar as tubulações (tanto o coletor predial quanto os tubos internos às
unidades de tratamento) com certa declividade permitindo o transporte do líquido
sem intervenção de bombas.
Para viabilizar o posterior reúso e/ou disposição final do efluente tratado, foi
construído um tanque simples de armazenamento e, apenas neste caso, devido à
profundidade do tanque, recorreu-se ao uso de bomba (Bomba THEBE, modelo
B-12, ½ CV) para recalcar o líquido até a superfície do terreno.
4.3 Tanque Séptico
O projeto deste reator foi baseado nas condições gerais e específicas
descritas na NBR 7229:1993, no espaço disponível para construção do tanque e no
número de pessoas contribuintes (considerando o quadro completo de funcionários
estimado para os próximos anos), utilizou-se a fórmula (Equação 1) disponibilizada
pela supracitada norma e os dados apresentados na Tabela 7 para o
dimensionamento estrutural e volumétrico do reator.
Onde,
V = volume útil,
N = número de pessoas contribuintes,
C = contribuição de despejos,
T = período de detenção,
K = taxa de acumulação de lodo digerido e
Lf = contribuição de lodo fresco.
Equação 1
57
Tabela 7 - Dados para a construção do tanque séptico baseados na NBR 7229:1993
Item Unidade Valor Adotado
Pessoas Contribuintes (N) Funcionários e
moradores 20
Contribuição de Despejos (C), segundo o tipo de prédio e de ocupante
L/pessoas.dia 70
Período de Detenção (T), segundo a faixa de contribuição diária
dia 2
Taxa de Acumulação de Lodo Digerido (K), baseada no intervalo entre limpezas e temperatura do mês mais frio
dia-1 57
Contribuição de Lodo Fresco (Lf), segundo o tipo de prédio e de ocupante
L/pessoas.dia 0,30
Volume Calculado para o Tanque Séptico (V) m3 4,14
Volume Adotado para o Tanque Séptico (V) m3 4,39
A partir dos dados apresentados, a contribuição diária de despejos seria de
1400 L, o que corresponderia a um período de detenção de 1 dia conforme
determinação da norma técnica. Porém, devido ao tamanho das manilhas de
concreto adquiridas para estruturação do tanque séptico e à profundidade que estas
foram fixadas, optou-se por aproveitar o volume disponível desta primeira unidade,
aumentando o TDH para 2 dias. A pequena diferença entre o volume calculado e o
adotado também está relacionada ao uso de estruturas pré-moldadas, cuja
inflexibilidade do material não permitiu a construção do tanque com volume igual ao
calculado.
A NBR 7229:1993 também recomenda que em situações onde a população
contribuinte seja inferior a 30 pessoas, o reator deverá ser compartimentado em
múltiplas câmaras em série, devido ao menor volume de esgoto produzido. Porém,
buscando facilitar a construção e instalação do reator, optou-se por um design
simples, de apenas uma câmara e formato cilíndrico; com diâmetro interno medindo
1,90 m e profundidade total de 2,34 m. Para permitir a continuação da passagem do
efluente para os demais reatores por gravidade, e mantendo-se o volume próximo ao
calculado, posicionou-se a tubulação de saída a 1,55 m da laje inferior do tanque
(Figura 7), proporcionando um volume útil de aproximadamente 4,40 m³.
58
Figura 7 - Esquema ilustrativo do tanque séptico
Como a estrutura do tanque séptico fica predominantemente abaixo do nível
do terreno e devido, também, a laje superior ser composta por concreto armado, de
difícil remoção, foi acrescida ao projeto uma caixa de passagem que recebe o
efluente imediatamente após o tanque séptico, servindo, também, como ponto de
coleta. A caixa tem formato quadrado, com 0,32 m de largura interna e 0,20 m de
profundidade útil, conectando-se ao tanque séptico e ao filtro anaeróbio por
tubulações de 0,05 m de diâmetro (Figura 8). Há também uma tubulação de desvio
que conduz o efluente diretamente à caixa sifonada para alimentação do filtro de
areia. Este bypass foi planejado para possibilitar a avaliação do tratamento realizado
pela associação do tanque séptico ao filtro de areia, mas também permite a
manutenção do filtro anaeróbio sem interrupção do fluxo de efluente quando o
sistema está em operação.
59
Figura 8 - Esquema ilustrativo e vista superior da caixa de coleta
4.4 Filtro Anaeróbio
O dimensionamento do filtro anaeróbio também foi baseado em normas
nacionais (NBR 7.229:1993 e NBR 13.969:1997) nas quais se encontram as
condições gerais e específicas para construção de tanques sépticos e unidades
complementares de tratamento. Desta forma, considerando as informações
disponibilizadas pela norma e os dados da Tabela 8, utilizou-se a Equação 2 para o
cálculo do volume útil do filtro anaeróbio:
Onde,
Vu = volume útil (em litros),
N = número de pessoas contribuintes,
C = contribuição de despejos,
T = tempo de detenção hidráulica.
Equação 2
(Fonte: Elaborada pela autora)
60
Tabela 8 - Dados para a construção do filtro anaeróbio baseados na NBR 13969:1997
Item Unidade Valor Adotado
Pessoas Contribuintes (N) Funcionários e
Moradores 20
Contribuição de Despejos (C) L/pessoas.dia 70
Tempo de Detenção Hidráulica (T) dia 1 (15 a 25°C)
Volume Calculado para o Filtro Anaeróbio (V) m3 2,24
Volume Adotado para o Filtro Anaeróbio (V) m3 1,57
Mais uma vez pode-se observar que o volume adotado para a construção do
filtro em estudo difere do valor calculado através da fórmula. Neste caso, a
modificação se deve à diminuição do tempo de detenção hidráulica de 1 dia para
16,8 horas (0,7 dia). Tal alteração se ampara em resultados satisfatórios obtidos
anteriormente por Alem Sobrinho e Said (1991) e Tonetti et al. (2011), os quais
observaram remoção de matéria orgânica em filtros anaeróbios operando com
tempos de detenção hidráulica inferiores aos sugeridos pela NBR 13969:1997.
Mantendo-se o intuito de simplificação construtiva e operacional, optou-se
pela construção de um reator anaeróbio de fluxo ascendente e configuração não
híbrida (ausência de fundo falso). Para tanto, foram utilizados cinco anéis pré-
moldados de concreto, com 1,38 m de diâmetro interno e 0,50 m de altura. Contudo,
apesar de dispor de 2,42 m de profundidade interna, para que o transporte do líquido
e preenchimento do filtro ocorresse pela ação da gravidade, a zona de
empacotamento ocupou apenas 41% do reator, sendo o espaço limitado pela
fixação de uma placa de concreto de 0,04 m de espessura a 1,00 m de altura (a
partir da laje inferior) (Figura 9).
61
Figura 9 - Esquema ilustrativo da estrutura interna do filtro anaeróbio
As perfurações (orifícios de 0,030 m de diâmetro) foram distribuídas por toda
a área superficial da placa, permitindo a passagem do efluente e impedindo o
arraste das unidades constituintes do meio suporte (Figura 10).
Figura 10 - Placa de contenção com perfurações pré-demarcadas
(Fonte: acervo pessoal Luana Cruz, 2013)
Sendo o fundo falso um componente não obrigatório, a NBR 13.969:1997
recomenda que, na ausência deste, o esgoto afluente seja introduzido até a base do
62
filtro e distribuído por tubos perfurados. Portanto, para proporcionar uma distribuição
homogênea do afluente utilizou-se uma tubulação de 0,05 m de diâmetro, com
perfurações de 0,03 m de diâmetro (espaçadas a cada 0,06 m) por toda sua
extensão, a qual avançava 0,76 m sobre a base da laje inferior em direção ao centro
(Figura 11). O mesmo procedimento foi realizado na tubulação de saída (fixada sob
a placa de concreto na porção superior).
Figura 11 - Tubo perfurado
(Fonte: acervo pessoal Luana Cruz, 2013)
4.4.1 Material Suporte
Cascas de coco verde da espécie Cocos nucifera foram utilizadas como
meio filtrante para este estudo. Para aumentar a superfície de contato e expor o
feixe de fibras, os cocos foram seccionados em quatro a cinco partes (Figura 12).
Contudo, conforme verificado por CRUZ (2009), para facilitar o corte - devido à
estrutura enrijecida do coco verde - as cascas ficaram expostas ao ambiente (mas
ao abrigo da chuva) por uma semana. Após este período, com a desidratação do
material, tornou-se mais fácil e rápido fracionar os cocos (Figura 12).
Figura 12 - Cascas de coco verde da espécie Cocos nucifera antes e após o corte
(Fonte: acervo pessoal Luana Cruz, 2013)
63
Outro ponto importante que também deve ser ressaltado envolve o
preenchimento do filtro e a presença do tubo guia. Devido à ausência de um fundo
falso, tomou-se o cuidado de preencher toda a zona filtrante com as cascas de coco
verde sem, contudo, prensá-las umas as outras, deixando espaços livres entre as
mesmas. Assim, no momento em que o filtro começasse a operar e permanecesse
saturado, as cascas flutuariam até a placa de concreto, liberando certo volume da
base onde poderia ocorrer acúmulo de lodo. Logo, para drenagem deste lodo e/ou
esgotamento do reator, fixou-se um tubo guia (com 0,10 m de diâmetro) no centro do
filtro, permitindo a introdução de um mangote a partir da área externa (acesso pela
laje superior), mantendo a tampa lacrada e evitando o revolvimento do recheio. A
Figura 13 apresenta um esquema do filtro anaeróbio preenchido e seus elementos
construtivos.
Figura 13 - Esquema do filtro anaeróbio em operação
64
4.5 Caixa de passagem sifonada
O efluente que deixava o filtro anaeróbio era direcionado imediatamente a
uma caixa de passagem construída em alvenaria na qual se projetou um sifão. A
caixa tem formato quadrado com largura interna de 0,32 m e 0,90 m de profundidade
total, sendo a tubulação de entrada localizada a 0,20 m da base da caixa e o tubo de
saída a 0,18 m, resultando em volume útil de 0,020 m3 (Figura 14).
Figura 14 - Esquema ilustrativo em corte lateral e vista superior da caixa de passagem sifonada
(Fonte: Elaborada pela autora)
Como mencionado no item 4.3, devido à presença do bypass entre as caixas
de passagem e sifonada, também é possível alimentar o filtro de areia com o
65
efluente do tanque séptico, independentemente do funcionamento do filtro
anaeróbio. Contudo, durante o período estudado, está tubulação foi mantida
bloqueada.
A presença do sifão nesta segunda caixa de passagem foi uma alternativa
encontrada para alimentação do filtro de areia em fluxo intermitente sem
automatização do processo. Para que o sifão ocorresse foi preciso adaptar a
tubulação, reduzindo-se o diâmetro dos tubos de entrada e saída (de 0,050 para
0,025 m). Dessa forma, apenas quando o nível d’água atingia 0,20 m de altura, a
caixa sifonada era imediatamente esgotada e seu conteúdo era vertido sobre o filtro
de areia (Figura 15) em aplicações alternadas durante o dia, contribuindo com a
manutenção da condição aeróbia do filtro de areia.
Figura 15 - Esquema da caixa de passagem e do sifão
(Fonte: Elaborada pela autora)
66
4.6 Filtro de Areia
O filtro de areia constitui, neste estudo, a última etapa do tratamento do
líquido, seu dimensionamento se baseia em trabalhos desenvolvidos por Tonetti
(2010) e Tonon (2015). Tonetti avaliou a eficiência de filtros de areia no tratamento
de efluente proveniente de filtro anaeróbio, variando-se as profundidades do leito
(0,25; 0,50; 0,75 e 1,00 m) e também a carga aplicada, obtendo melhor tratamento
para camada de 0,75 m de areia. Partindo desta constatação, Tonon (2015) avaliou
o desempenho operacional de filtros de areia (com 0,75 m de profundidade de leito)
- também como pós-tratamento de efluente anaeróbio - em relação a aplicações de
altas taxas diárias (300; 400; 500; 600; 700 e 800 Lm-2), alcançando resultados
satisfatórios para remoção de matéria orgânica e turbidez em todas as condições
testadas, como queda, apenas, na capacidade de nitrificação quando na aplicação
de taxas superiores a 600 Lm-2d-1. Em suma, os autores constataram que mesmo
com disposições maiores que o limite máximo recomendado pela norma (NBR
13969:1997), foi possível obter um efluente adequado aos padrões de lançamento.
Considerados os estudos supracitados e as características da população
(Tabela 9), calculou-se a área superficial necessária para a aplicação diária de 500 L
de afluente anaeróbio (Equação 3).
Onde, A = área requerida (m²), Q = vazão afluente (Ldia-1) Ls = taxa de aplicação superficial (Lm-2d-1)
Tabela 9 - Dados para a construção do filtro de areia
Item Unidade Valor Adotado
Pessoas Contribuintes (N) Funcionários e
Moradores 20
Contribuição de Despejos (C) L/pessoas.dia 70
Volume Diário de Contribuição (V) L 1400
Área Superficial para Taxa de 500 L.m-2d-1 m2 2,80
Área Superficial Adotada m2 2,84
Equação 3
67
Assim como nas demais unidades de tratamento, também foram utilizados
anéis pré-moldados de concreto para a estrutura do filtro de areia. Isto justifica a
ligeira diferença entre a área superficial calculada e a adotada, uma vez que os
anéis possuem diâmetro interno de 1,90 m, aumentando a área superficial para
2,84 m².
Para a composição do leito foram empregadas três camadas estratificadas a
partir da base do reator. A primeira possuía 0,20 m de profundidade composta por
lajotas cerâmicas e pedaços de entulho da construção civil; a segunda camada
possuía 0,05 m de brita 1 com diâmetro efetivo (D10) igual a 7,51 mm, coeficiente de
desuniformidade (CD) de 1,66 e coeficiente de vazios (Cv) de 44,1 0,4 %. A terceira
camada foi inicialmente composta por 0,40 m de areia popularmente denominada de
média, classificada de acordo com o procedimento apresentado pela NBR
6502:1995, possuindo D10 de 0,18 mm, coeficiente de uniformidade (Cu) de 2,27 e
porosidade (n) de 57,5 ± 0,8%. Após a segunda manutenção do filtro (remoção da
camada colmatada) realizou-se a substituição da areia média por areia grossa, a
qual possuía D10 de 0,18 mm, Cu de 6,67, e porosidade (n) de 58,6% (Anexo 1);
sendo esta areia utilizada até o final do estudo. A Figura 16 ilustra o esquema do
filtro de areia com a disposição das camadas.
68
Figura 16 - Esquema ilustrativo do filtro de areia adotado na pesquisa
As camadas de material grosseiro (tijolos, entulho e brita 1) foram
empregadas para fixar e cobrir a tubulação perfurada, impedindo seu deslocamento
e o arraste dos grãos de areia para fora da estrutura do sistema. A Figura 17
apresenta as etapas de preenchimento do filtro a partir da laje inferior.
69
Figura 17 - Etapas de preenchimento do filtro de areia
(Fonte: acervo pessoal Luana Cruz, 2013)
Cabe ressaltar que não foi possível atribuir a profundidade de areia
recomendada por Tonetti (2010) de 0,75 m, pois, além da adaptação do sifão com
tubos menores nas extremidades também foi preciso aumentar o desnível entre as
geratrizes inferiores dos respectivos tubos para o correto funcionamento do sifão e,
consequentemente, sustentação da proposta de não mecanização (transporte do
líquido entre os reatores pela ação da gravidade). Portanto, adotou-se a
profundidade de 0,40 m que, segundo o mesmo autor, também tem eficiência no
tratamento.
Definida a altura da camada filtrante, buscou-se uma alternativa para
otimizar o espalhamento do afluente sobre a superfície do leito. Como estratégia,
para dificultar a formação de caminhos preferenciais e/ou pequenas valas, foi
colocada uma lajota de concreto (ᴓ = 0,25 m) no centro do filtro. Desta forma, o fluxo
inicial (mais forte) teria sua velocidade amortecida, distribuindo o líquido pelas
1ª 2ª
3ª 4ª
70
extremidades da lajota. Esperava-se, também, que a presença da lajota posicionada
imediatamente abaixo da tubulação de entrada provocasse um choque do líquido
sob o material maciço, formando-se gotículas que também dispersariam sobre o leito
e contribuiriam com a oxigenação no filtro (Figura 18).
Figura 18 - Ponto de distribuição no centro do filtro de areia
(Fonte: Elaborada pela autora)
4.6.1 Tubulação de aeração
Para manutenção da condição aeróbia do filtro, além da aplicação
intermitente pela ação do sifão, projetou-se uma tubulação de exaustão para a
passagem de ar atmosférico.
O tubo de PVC possuía 0,05 m de diâmetro interno e foi instalado na lateral
do filtro de areia. Sua extremidade superior ficava exposta ao ambiente (na qual
havia outro tubo menor com formato de “T” que impedia a entrada de água pluvial)
(Figura 19) e a extremidade inferior foi encaixada à tubulação de captação do
efluente na base do filtro (Figura 20). Visou-se, com este dispositivo, auxiliar a
aeração natural do leito até as camadas mais profundas.
71
Figura 19 - Vista da tubulação de aeração externa e interna ao filtro
(Fonte: Elaborada pela autora)
Figura 20 - Vista da tubulação de captação e detalhe do encaixe para o tubo de exaustão
(Fonte: acervo pessoal Luana Cruz, 2013)
4.7 Características da areia
Para caracterização da areia foram coletadas amostras da areia nova
(material virgem) e da areia presente na camada superficial do filtro (parcela
colmatada a ser substituída).
72
As amostras de areia nova foram coletadas em recipientes de vidro (Figura
21) e levadas ao Laboratório de Mecânica dos Solos e Estradas da Faculdade de
Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo (FEC-Unicamp), onde foram preparadas
de acordo com a norma técnica brasileira NBR 6457:1986 (Amostras de Solo –
Preparação de Ensaios para Compactação e Ensaios de Caracterização) e
submetidas a ensaios de granulometria em concordância a NBR 7181:1984 (Solo –
Análise Granulométrica) a fim de caracterizá-las (Anexo 1), determinando, também,
o coeficiente de uniformidade (Cu), o diâmetro efetivo (D10), o índice de vazios e a
porosidade.
Figura 21 - Amostras de areia nova reservadas para o ensaio de granulometria
A areia colmatada não era descartada, e cerca de ¼ de volume removido do
filtro era separado, permanecendo exposto ao ambiente, mas protegido da chuva. A
partir desta fração coletavam-se amostras compostas, as quais foram levadas ao
Laboratório de Saneamento (LABSAN) da FEC-Unicamp para avaliação de sólidos
totais (APHA et al., 2012) imediatamente após a manutenção do filtro. Demais
coletas continuaram ocorrendo nos dias subsequentes com o intuito de se monitorar
o decaimento de matéria orgânica pela determinação de sólidos voláteis.
4.8 Coleta de Amostras e Análises Laboratoriais
As coletas ocorreram semanalmente, sendo as amostras provenientes dos
seguintes pontos: efluente do tanque séptico (coletado na caixa de passagem), do
73
filtro anaeróbio (coletado diretamente da tubulação de saída com acesso pela caixa
de passagem sifonada) e do filtro de areia (coletado diretamente da tubulação de
saída com acesso pelo tanque de armazenamento), ao longo do período
experimental durante 15 meses (de maio de 2013 até julho de 2014).
Os frascos utilizados para análises químicas e físicas imediatas (pH,
alcalinidade, condutividade, oxigênio dissolvido, turbidez, série de sólidos, demanda
bioquímica de oxigênio, demanda química de oxigênio, compostos nitrogenados –
exceto NTK) possuíam volume de 2 L (tipo PET) e os frascos para as demais
análises que requeriam digestão (fósforo e NTK) possuíam volume de 0,5 L. Todos
eram lavados com acido clorídrico (1:1) e, em seguida, com água destilada,
buscando a remoção de interferentes e adequando-os ao procedimento para
determinação de fósforo. Já os frascos de vidro destinados às coletas para análises
biológicas possuíam volume de 250 mL e passaram por tratamento térmico
(autoclavagem) anteriormente ao uso.
4.8.1 Análises Físicas e Químicas
Para cada amostra foram realizadas as seguintes análises: pH, alcalinidade,
ácidos orgânicos voláteis (AOV), condutividade, oxigênio dissolvido (OD), turbidez,
série de sólidos, demanda bioquímica de oxigênio (DBO), demanda química de
oxigênio (DQO) (bruta, solúvel e coloidal), compostos nitrogenados, e fósforo. Todas
as análises foram realizadas no Laboratório de Saneamento da Faculdade de
Engenharia Civil da UNICAMP (LABSAN), baseadas, em sua maioria, nos
procedimentos descritos no Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater (APHA et al., 2012).
As exceções se devem às metodologias utilizadas para análises de ácidos
orgânicos voláteis, a qual seguiu os procedimentos descritos por DiLallo e Albertson
(1961), e para nitrato, que se empregou o método colorimétrico de redução de
cádmio utilizando-se saches NitraVer 5® da empresa HACH.
Para reduzir as interferências ocasionadas pela presença de material em
suspensão, cor e turbidez durante a determinação das frações de DQO (filtrada,
74
solúvel e coloidal), as amostras foram previamente filtradas utilizando-se membranas
de fibra de vidro (Ɵ = 1,2 µm) e de celulose (Ɵ = 0,45 µm). A fração solúvel é
resultado da filtração das amostras previamente filtradas em membrana de 1,2 µm,
em membrana de 0,45 µm. O mesmo procedimento de filtração foi utilizado para
determinação de nitrito, nitrato. Já a DQO coloidal foi obtida pela diferença entre a
DQO filtrada (< 1,2 µm) e DQO solúvel.
Os parâmetros analisados, o método utilizado e a frequência das análises
estão organizados na Tabela 10.
Tabela 10 - Análises envolvidas na pesquisa e frequência
Nome Metodologia Frequência
Ácidos Orgânicos Voláteis DiLallo e Albertson, 1961 semanal
Alcalinidade SM22 2320 B semanal
Condutividade SM22 2510 B semanal
DBO SM22 5210 B quinzenal
DQO SM22 5520 D semanal
Coliformes Totais SM22 9223 B quinzenal
E. coli SM22 9223 B quinzenal
Fósforo Total SM22 4500 E semanal
Nitrato Colorimétrico-NitraVer 5-HACH semanal
Nitrito SM22 4500 NO2 B semanal
Nitrogênio Amoniacal SM22 4500 NH3 C semanal
Nitrogênio Total Kjeldahl SM22 4500 N-Org B semanal
Oxigênio Dissolvido SM22 4500 O B semanal
pH SM22 4500 H+ B semanal
Sólidos Suspensos Fixos e Voláteis SM22 2540 E semanal
Sólidos Suspensos Totais SM22 2540 D semanal
Sólidos Totais SM22 2540 B semanal
Sólidos Totais Fixos e Voláteis SM22 2540 E semanal
Turbidez SM22 2130 B semanal
75
4.8.2 Análises Microbiológicas
As análises biológicas foram realizadas no mesmo dia da coleta, não sendo
necessário refrigerar as amostras. Para determinação de bactérias do grupo
coliforme utilizou-se o método de Substrato Cromogênico Definido ONPG-MUG, (kit
Colilert®) que promove a detecção simultânea de coliformes totais e Escherichia coli
a partir de substratos hidrolisáveis.
Adicionalmente, verificou-se a presença e a redução da viabilidade de ovos
de helmintos nos lodos do tanque séptico e do filtro anaeróbio. As amostras foram
coletadas no momento de esgotamento do tanque séptico e do filtro anaeróbio,
permitindo acesso ao lodo de fundo pela introdução de um mangote até a base das
unidades, de onde foram extraídos cerca de 5 litros, reservando-se 1 litro de cada
unidade para verificação de ovos de helmintos. As amostras foram levadas ao
Laboratório de Protótipos Aplicados ao Tratamento de Águas e Efluentes
(LABPRO/FEC-Unicamp) e analisadas segundo a metodologia preconizada pela
USEPA (2003) - Environmental Regulations and Technology: Control of Pathogens
and Vector Attraction in Sewage Sludge. Appendix I: analytical method for viable
helminth ova.
4.9 Forma de análise dos resultados
Os resultados obtidos foram comparados a trabalhos técnicos nacionais e
internacionais e as concentrações finais comparadas aos padrões de lançamento
estabelecidos por legislações pertinentes.
Os dados foram estatisticamente analisados fazendo-se uso do Programa
Bioestat 5.0 (AYRES, 2007) para avaliação da variância, cujos valores médios foram
comparados através do teste de Kruskal-Wallis ao nível de 5% (p ≤ 0,05).
76
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO
O sistema de tratamento objeto de estudo do presente projeto de pesquisa
foi monitorado durante 15 meses contados desde a partida do filtro anaeróbio
(realizada no início do mês de maio de 2013) até julho de 2014.
As amostras eram coletadas uma vez por semana (com exceção do
parâmetro fósforo que foi monitorado duas vezes por semana para
acompanhamento de sua evolução conforme a colmatação do filtro de areia)
compreendendo um período amostral de 59 semanas. Deste total, devido a
paralisações momentâneas para manutenção do sistema, incluindo, também,
suspensões em datas comemorativas (feriados nacionais) e atividades acadêmicas,
gerou-se uma série de dados equivalente a 43 coletas distintas para cada ponto
amostral (e 76 coletas para fósforo).
Durante o monitoramento do sistema foram realizadas três manutenções no
filtro de areia (remoção e substituição da camada colmatada) e uma manutenção no
tanque séptico e filtro anaeróbio para a remoção do lodo acumulado (Tabela 11).
Tais intervenções serão discutidas com mais detalhes nos itens 5.4 e 5.6.
Tabela 11 - Manutenções e períodos
Data Descrição Tempo em operação
16/04/2013 Substituição de 0,05 m de areia Início
18/07/2013 Substituição de 0,05 m de areia 14 semanas
01/10/2013 Esgotamento do tanque séptico e do filtro anaeróbio
13 meses
11/10/2013 Substituição de 0,10 m de areia 10 semanas
21/02/2014 Substituição de todo o leito (0,40 m) 16 semanas
26/06/2014 Fim do monitoramento 17 semanas (sem sinais de
colmatação até a referida data)
Complementarmente, destaca-se que, como abordado no item 4.2, o tanque
séptico e o filtro de areia estavam em operação há cerca de 10 meses anteriormente
à partida do filtro anaeróbio. E este, por sua vez, teve sua primeira coleta realizada
após uma semana em operação, dando início à série de dados.
77
5.1 Consumo hídrico e geração de esgoto
Os dados referentes ao consumo de água foram coletados pela manhã duas
vezes por semana (as terças e quintas) através do monitoramento dos hidrômetros
presentes na área de estudo (dois instalados na área externa próximos aos portões
e um na área da fábrica). Já o acompanhamento do volume de efluente produzido foi
condicionado ao preenchimento do tanque de armazenamento. Para tanto, ao
acionar a bomba, todo o líquido recalcado passava por um hidrômetro, e assim, ao
esgotar o tanque, também era possível mensurar o volume de efluente tratado (não
havendo pré-definição dos intervalos (dias) entre os registros).
Na Figura 22 está apresentado em diagramas de caixa o consumo diário de
água registrado pelos hidrômetros H1 (residências), H2 (estabelecimento), H3
(fábrica) e o consumo na área de estudo (Total).
Figura 22 – Consumo de água diário (m3dia-1) na área de estudo
Percebe-se que dentre os três pontos monitorados, as residências
apresentaram maior consumo, e o bar, o menor. Enquanto a maioria dos resultados
da fábrica (75%) foi inferior ao consumo mínimo das residências. Considerando-se
que a faixa típica de consumo de água para uma cidade de grande porte é de 150 a
300 Ldia-1 por habitante, e de 50 a 80 Ldia-1 por empregado para uma indústria
(SPERLING, 2005), os valores obtidos tornam-se condizentes ao número de
habitantes nas residências, com consumo médio de 225 Ldia-1 por cada um dos
quatro moradores; e para a fábrica, de 50 Ldia-1 por operário (baseando-se em
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
1.20
1.40
1.60
1.80
2.00
H1 (residências)
H2 (estabelecimento)
H3 (fábrica)
TOTAL
m3 d
ia-1
75%
50%
25%
78
quatro funcionários cuja frequência foi constante durante todo o desenvolvimento do
estudo) (Tabela 12).
Tabela 12 - Médias e desvio padrão do consumo de água e geração de esgoto na área de
estudo
m³dia-1
Consumo pelas residências 0,9 ± 0,3
Consumo no bar 0,1 ± 0,1
Consumo na fábrica 0,2 ± 0,1
Consumo na área de estudo 1,1 ± 0,4
Geração de efluente 0,3 ± 0,25
O consumo hídrico total variou de 0,4 a 2,6 m³dia-1 enquanto a geração de
efluente observada foi de apenas 0,1 a 1,5 m³dia-1. Considerando-se os valores
médios, o coeficiente de retorno (C) obtido foi de apenas 27,3%. Este valor é muito
inferior ao sugerido pela norma técnica NBR 9649:1986 (Projeto de redes coletoras
de esgoto sanitário) de C = 80% para cálculo de projeto. No entanto, como
mencionado por Sperling (2005), em pequenas comunidades, com pequena área
ocupada do lote, cuja principal contribuição de esgoto deriva das bacias sanitárias, o
C pode apresentar valores tão baixos quanto 40%. No caso da área estudada, outra
possível interferência relacionada à baixa vazão de esgoto tratado observada seriam
perdas nos tubos coletores e a presença de pequenas fissuras internas ao sistema,
como no próprio tanque de armazenamento. Logo no início do monitoramento, parte
da tubulação externa requereu manutenção devido ao esmagamento do tubo pelo
tráfego de caminhões na propriedade, o que levanta a hipótese de vazamentos
menores desenvolvidos da mesma forma posteriormente. Ou ainda, como
mencionado por Cruz (2013), a menor geração de esgoto teria relação com os
hábitos dos moradores de armazenar a água da máquina de lavar para rega do
jardim e limpeza de pisos, principalmente nos períodos de seca.
Baseando-se no volume médio de água consumida na propriedade, a taxa
de aplicação no filtro de areia foi de 106 Lm-², o que corresponde a apenas 1/5 da
taxa calculada para o projeto (500 Lm-²). Este fato está relacionado ao número
reduzido de contribuintes na fábrica, pois, ainda que o número de funcionários tenha
aumentado para sete pessoas em maio de 2014 (e perdurado por apenas duas
79
semanas), a expectativa para o quadro completo de funcionários (20 operários) não
foi atingida em nenhum momento e a demanda por água permaneceu baixa.
Percebe-se também que, mesmo agregando ao sistema as contribuições das
residências e do estabelecimento, não foi possível atingir a taxa de aplicação
esperada.
5.2 Parâmetros físicos e químicos
5.2.1 Temperatura
As temperaturas ambiente (T Amb.) e dos efluentes do tanque séptico (TS),
filtro anaeróbio (FA) e filtro de areia (F. Areia) foram registradas semanalmente ao
longo de todo o período de estudo e estão representadas na Figura 23.
Figura 23 - Variação da temperatura ambiente e dos efluentes estudados em função do tempo
As coletas foram realizadas sempre pela manhã (entre 7:30 e 8:30 horas). A
temperatura ambiente medida no local onde o sistema de tratamento foi instalado
manteve-se abaixo dos 27° C, com média de 21,7 ± 3,3 °C, mínima de 15 °C durante
o inverno e máxima de 27 °C durante a primavera.
Com relação ao esgoto, é possível observar certa similaridade nos três
pontos de coleta em que as variações na temperatura do líquido afluente e efluente
mantiveram-se muito próximas (sem diferenças significativas - Kruskal-Wallis, 5%)
0
5
10
15
20
25
30
35
5 9 11 14 16 18 20 25 27 29 31 37 39 42 44 46 48 50 52 55 59
Tem
pera
tura
(°C
)
Tempo (semanas)
T Amb.
TS
FA
F Areia
Inverno Primavera Verão Outono
80
durante o período amostral, revelando sofrer certa influência do ambiente externo,
com temperaturas mais baixas observadas na 13ª semana, correspondentes a 19,
18 e 18 °C durante o inverno e mais altas na 40ª semana, correspondentes a 28, 28
e 28,5 °C durante o verão, para TS, FA e F. Areia, respectivamente. Porém, não
foram obtidos valores inferiores à temperatura mínima ambiente (Tabela 13),
indicando resistência à perda de calor em períodos mais frios.
Tabela 13 - Temperaturas média, mínima e máxima ambiente e dos efluentes estudados
Média (°C) Mínima (°C) Máxima (°C)
Ambiente 21,7 ± 3,3 15 27
Tanque Séptico 24,1 ± 2,7 19 29
Filtro Anaeróbio 23,7 ± 3,0 18 28
Filtro de Areia 23,9 ± 3,1 18 28
A temperatura afeta o crescimento bacteriano e é um dos fatores físicos
mais importantes na seleção de espécies. Sua influência sob o metabolismo
bacteriano tem consequências diretas sobre as taxas de conversão de matéria
orgânica. No caso de reatores anaeróbios, apesar da formação microbiana de
metano ocorrer numa faixa bastante ampla (0° a 97°C), sendo elevadas
temperaturas desejadas (pois a taxa de crescimento específica máxima da
população microbiana cresce com o aumento da temperatura até o ponto ótimo), é
aconselhável que a temperatura mantenha-se uniforme dentro do reator, devido à
sensibilidade do processo anaeróbio às mudanças bruscas (CHERNICHARO, 2007).
Sua oscilação também afeta a termodinâmica de diversas reações. Quando em
reatores aeróbios, a elevação da temperatura reduz a solubilidade do oxigênio no
meio líquido acelerando os processos de absorção do mesmo (SPERLING, 2005),
revelando, novamente, a importância do monitoramento deste parâmetro.
Experiências sobre a influência da temperatura no tratamento anaeróbio
indicam que o processo não é capaz de alcançar alta eficiência na remoção de
material orgânico quando tratando efluentes em temperaturas abaixo da faixa
mesófila (25° a 40° C) (DAGUE et al, 1998). Observando-se a Figura 23, percebe-se
que as temperaturas dos efluentes séptico e anaeróbio variaram,
predominantemente, entre 22° e 27 °C, enquadrando a operação na referida faixa.
81
Gerardi (2002), também faz referência sobre a influência da temperatura sobre o
crescimento das bactérias nitrificantes, indicando a faixa de 28° a 32 °C como ótima
para que o processo de nitrificação ocorra. A faixa observada no efluente aeróbio foi
um pouco inferior à indicada por Gerardi (2002), variando de 23° a 28 °C na maioria
das medições. Contudo, como será discutido no item 5.2.8, não foram verificadas
interferências sobre o processo de nitrificação no reator aeróbio operando neste
intervalo de temperatura.
5.2.2 pH, Alcalinidade e Ácidos Orgânicos Voláteis
O pH dos efluentes do tanque séptico e do filtro anaeróbio apresentou
comportamento similar e variações sutis durante todo o monitoramento. Como
apresentado na Figura 24, o intervalo obtido em ambos os reatores foi de 7,0 a 7,9
(valores mínimo e máximo) e coeficiente de variação (CV) igual a 3%, sendo 7,3 e
7,1 os valores de maior frequência (moda) verificados para o tanque séptico e para o
filtro anaeróbio, respectivamente. Isso indica que os índices de pH nessas unidades
de tratamento mantiveram-se próximos à neutralidade, condição esta que, segundo
van Haandel e Lettinga (1994) beneficia tanto a população de bactérias
fermentativas (mais resistentes) quanto metanogênicas (mais sensíveis).
82
Figura 24 - Variação do pH dos efluentes séptico, anaeróbio e aeróbio em função do tempo, e indicação dos momentos de manutenção do filtro de areia
As oscilações nos níveis de pH exercem influência sob o tratamento
biológico e afetam, no caso do filtro de areia, a nitrificação. Em pH baixo, há inibição
da atividade enzimática das bactérias nitrificantes (e um efeito secundário sobre a
disponibilidade de alcalinidade), cujo processo de nitrificação passa acelerar em
pH > 6,7, tendo faixa ótima entre 7,2 e 8,0 para que a nitrificação ocorra em taxa
constante (GERARDI, 2002). Neste sentido, pôde-se notar que, até a 30ª semana, o
pH do efluente proveniente do filtro de areia esteve, com exceção da 3ª semana,
sempre superior ao pH das unidades anaeróbias, variando, predominantemente,
entre 7,5 e 7,7. A partir deste momento, notam-se oscilações mais acentuadas, com
valores mais baixos aos encontrados anteriormente, apresentando média de
7,3 ± 0,3 e CV igual a 4%. Supõe-se que até a segunda manutenção do filtro de
areia, ainda que a alcalinidade tenha sido consumida durante a nitrificação, um
possível tamponamento químico foi capaz de manter o pH sempre acima de 7,0. Já
nos períodos subsequentes, este tampão veio a ser consumido pelas maiores taxas
de nitrificação, interferindo na estabilidade do pH.
Não houve diferença significativa entre as médias do efluente do filtro de
areia e dos demais reatores (Kruskal-Wallis 5%), sendo os valores condizentes à
faixa de pH entre 5,0 e 9,0 estabelecida pela Resolução CONAMA 430/2011 (Dispõe
sobre as condições e padrões de lançamento de efluentes, complementa e altera a
6.3
6.5
6.7
6.9
7.1
7.3
7.5
7.7
7.9
8.1
1 5 9 11 14 16 18 20 25 27 29 31 37 39 42 44 46 48 50 52 55 59
pH
Semanas
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
1ª manutenção 2ª manutenção 3ª manutenção
83
Resolução nº 357/2005) e presente no Decreto do Estado de São Paulo
nº 8468/1976 (Aprova e regulamenta a Lei nº 997/1976, que dispõe sobre a
prevenção e o controle da poluição do meio ambiente) para o lançamento de
efluentes em corpos hídricos receptores.
Os valores médios e desvio padrão referentes à alcalinidade parcial (AP),
intermediária (AI), total (AT) e a razão de tamponamento (AI/AP) estão dispostos na
Tabela 14.
Tabela 14 - Valores médios e desvio padrão de Alcalinidade Parcial (AP), Intermediária (AI) e Total (AT) dos efluentes estudados, e razão de tamponamento (AI/AP)
Efluente AP
(mgCaCO3.L-1)
AI
(mgCaCO3.L-1)
AT
(mgCaCO3.L-1)
AI/AP
Tanque Séptico 372 ± 95 126 ± 27 498 ± 114 0,35
Filtro Anaeróbio 407 ± 92 108 ± 21 515 ± 101 0,27
Filtro de Areia 246 ± 108 67 ± 25 314 ± 129 0,30
O valor médio verificado no efluente do tanque séptico foi superior à faixa
típica documentada na literatura para esgoto sanitário (100- 250 mgCaCO3L-1)
(SPERLING, 2005; CHERNICHARO, 2007). Acredita-se que, neste caso, a presença
de sanitários no estabelecimento e na fábrica tenha contribuído para a formação de
um esgoto mais rico em compostos nitrogenados (urina) que forneceram alcalinidade
ao sistema pela formação de amônia e bicarbonato (decorrentes da hidrólise da
ureia) e pela conversão de nitrogênio orgânico a nitrogênio amoniacal
(amonificação). Como será discutido no item 5.2.8, a concentração de NTK nas
amostras do tanque séptico e do filtro anaeróbio também era alta, e composta,
predominantemente, por N-Amoniacal. Como descrito por van Haandel et al (in:
MOTA e SPERLING, 2009), ao ser convertido, cada mol de amônia (14 gN)
amonificado produz 3,57 mgCaCO3 de alcalinidade, o que caracteriza a correlação
entre estes dois parâmetros.
Da mesma forma, vê-se que a alcalinidade não é consumida no filtro
anaeróbio, para o qual se constataram valores similares e, muitas vezes, superiores
aos verificados no tanque séptico, mas sem diferenças significativas entre as médias
(Kruskal-Wallis, 5%). Fato que também pode estar relacionado ao processo de
amonificação.
84
As altas concentrações nos primeiros reatores não foram prejudiciais à
operação dos mesmos. Como apresentado na Tabela 14, a razão de tamponamento
(AI/AP) referente a ácidos voláteis (alcalinidade intermediária) e bicarbonato
(alcalinidade parcial), esteve próxima a 0,3. Segundo Ripley et al (1986), esta
relação revela a estabilidade do processo, sendo valores de AI/AP ˃ 0,3, em esgoto
doméstico, um indicativo de distúrbios no processo de digestão anaeróbia.
Concentrações de alcalinidade mais elevadas no afluente do filtro de areia
também podem ter contribuído para manutenção dos valores de pH, uma vez que
pequenos abaixamentos de pH (medido em escala logarítmica) implicam no
consumo de elevada quantidade de alcalinidade. Dessa forma, ao ocorrer o
processo de nitrificação houve perda de alcalinidade, porém, o tampão residual foi
suficiente durante todo monitoramento, não requerendo a adição de substâncias
alcalinas. Diferentemente do que ocorreu no estudo desenvolvido por Silva (2014)
que, ao trabalhar com o mesmo sistema em escala piloto e aplicar 200 Lm-2dia-1 de
efluente anaeróbio no filtro de areia, obteve total nitrificação, necessitando adicionar
226 mgL-1 de carbonato de sódio em barrilha para garantir alcalinidade no meio e
manutenção da reação.
Outro indicador da condição bioquímica de um digestor é a concentração de
ácidos orgânicos voláteis (AOV). Estes ácidos são produzidos durante a
acidogênese e são utilizados como substrato pelas bactérias acetogênicas e
metanogênicas. Seu acúmulo pode representar desequilíbrio no sistema devido a
sobrecargas orgânicas (aumento súbito da carga aplicada) e/ou hidráulicas (arraste
das bactérias metanogênicas), sobrecarga tóxica e variações bruscas de
temperatura e pH (SOUZA, 1984). Portanto, passou-se a acompanhar a evolução da
concentração de AOV a partir da quinta semana de operação do filtro anaeróbio.
Observa-se, pela Figura 25, que a concentração de AOV no filtro anaeróbio
teve aumento gradativo (exceto pelas variações bruscas durante a 11ª e 13ª
semanas) até a 25ª semana. Ao perceber a tendência ao aumento de ácidos,
passou-se a acompanhar a concentração dos mesmos no afluente ao filtro (efluente
do tanque séptico) a partir da 17ª semana.
85
Figura 25 - Concentração de ácidos orgânicos voláteis no tanque séptico e no filtro de areia
Os valores obtidos até a 30ª semana no efluente anaeróbio são
considerados altos se comparados aos níveis mais elevados obtidos em estudos
similares que também avaliaram o pós-tratamento de efluente sanitário por filtros
anaeróbios (CAMARGO, 2000; SILVA, 2014), e às faixas documentadas na
literatura, em que se admitem concentrações de 200 mgHAc L-1 (CHERNICHARO,
2007) a 250 mgHAc L-1 (USEPA, 2002). Notou-se que a concentração de AOV que
adentrava ao filtro anaeróbio já estava elevada e permaneceu, predominantemente,
maior à verificada no efluente. Este fato poderia prejudicar a partida e o tratamento
no filtro anaeróbio tornando-o ácido e tóxico para as bactérias metanogênicas.
Contudo, acredita-se que a alcalinidade presente no reator foi suficiente para
tamponar o efeito ácido, visto que os valores de pH estiveram próximos à
neutralidade (7,1 – 8,0) e suficientes para manter os ácidos orgânicos em sua forma
ionizada (não tóxica para as bactérias metanogênicas).
Acredita-se que o aumento na concentração de AOV esteja relacionado ao
tempo de manutenção do tanque séptico. O esgotamento do tanque séptico foi
planejado para frequências anuais, completando um ano, desde a última
manutenção, na 19ª semana de monitoramento. O lodo e escuma acumulados,
associados às condições favoráveis de temperatura e pH, podem ter beneficiado a
ação de bactérias fermentativas e acetogênicas, as quais produziram uma
quantidade de ácidos orgânicos muito superior à que as bactérias metanogênicas
poderiam metabolizar, extravasando esse excesso para o filtro anaeróbio. Ao
0
50
100
150
200
250
300
350
400
5 9 11 14 16 18 20 25 27 29 31 37 39 42 44 46 48 50 52 55 59
AO
V (m
gH
Ac.L
-1)
Semanas
Tanque Séptico
Filtro Anaeróbio
86
realizar o esgotamento do tanque séptico e do filtro anaeróbio, a concentração de
AOV tendeu a reduzir e na 31ª semana notou-se uma queda súbita em ambas as
unidades de tratamento, revelando, mais uma vez, a influência do afluente sobre a
concentração presente no filtro anaeróbio.
Pela Figura 25 é possível notar que, a partir da 31ª semana até o final do
período estudado, a concentração de ácidos orgânicos no efluente do filtro
anaeróbio foi sempre menor à do tanque séptico, indicando que os mesmos
passaram a ser adequadamente metabolizados durante a metanogênese,
transformando-se em produtos finais da digestão anaeróbia, sem acúmulo no reator.
Revelando, também, o rápido estabelecimento do equilíbrio dinâmico aparente do
reator se considerada a estabilização da concentração de AOV nas semanas
subsequentes.
5.2.3 Condutividade
O valor médio da Condutividade Elétrica (CE) para o efluente do tanque
séptico foi de 1306 ± 178 µScm-1 e do efluente anaeróbio, 1338 ± 171 µScm-1, sem
diferença significativa entre as mesmas (Kruskal-Wallis, 5%). A média da CE
referente ao tanque séptico se enquadra à faixa definida para esgoto doméstico, a
qual varia de 50 a 1500 µScm-1 (WEF, 2007), correspondendo a um efluente de alta
carga, segundo a composição típica apresentada por Metcalf e Eddy (2003).
A CE encontrada no efluente do tanque séptico é superior aos valores
apresentados por Tonetti (2008) e Tonon (2011), os quais obtiveram valor médio
para CE do esgoto bruto sanitário de 708 ± 139 e 791,5 ± 108,1 µScm-1,
respectivamente. Acredita-se que a permanência do esgoto no tanque séptico
projetada para 2 dias possa ter favorecido o processo de mineralização da matéria
orgânica, suscitando no aumento de sais e íons em solução como o íon amônio e
fosfato, progredindo no filtro anaeróbio, o qual, na maioria dos casos, apresentou CE
superior à do tanque séptico (Figura 26).
87
Figura 26 - Variação da condutividade elétrica dos efluentes provenientes do Tanque Séptico, Filtro Anaeróbio e Filtro de Areia em função do tempo
Até a 20ª semana, os valores da CE nas três unidades estudadas pouco
diferiram um dos outros. Após a segunda manutenção do filtro de areia (24ª semana)
a CE diminui, coincidindo com a queda verificada nos valores de alcalinidade, fosfato
e nitrogênio amoniacal. Anami et al (2008), ao avaliarem o efeito da aplicação de
água residuária da suinocultura no solo, notaram uma tendência ao aumento da CE
conforme o aumento da concentração de nitrato e fosfato, correlacionando tais
parâmetros. Partindo desta constatação, a condutividade no filtro de areia também
tenderia a subir, pois, observou-se aumento na concentração de nitrato,
principalmente, nos períodos próximos a troca da areia. Contudo, tem-se que as
condutividades equivalentes do nitrogênio amoniacal e do nitrato são muito
semelhantes, e por esse motivo, ao ocorrer a nitrificação, não se notam diferenças
significativas nos valores entre o afluente e o efluente (LIDE, 2008 apud TONETTI,
2008).
Em média, o valor da CE no efluente final (saída do filtro de areia) foi de
1193 ± 132 µScm-1 (1,19 ± 0,13 dSm-1) (Figura 27), apresentando diferença
significativa (Kruskal –Wallis, 5%) entre as médias da CE inicial (tanque séptico) e
do filtro anaeróbio.
800
950
1100
1250
1400
1550
1700
1850
1 5 9 11 14 16 18 20 25 27 29 31 37 39 42 44 46 48 50 52 55
Condutivid
ade (
µS
/cm
)
Tempo (semanas)
Tanque Séptico
Filtro Anaeróbio
Filtro de Areia
88
Figura 27 - Representação em box-plot da Condutividade Elétrica dos efluentes do tanque séptico, filtro anaeróbio e filtro de areia
Segundo o órgão fiscalizador e licenciador paulista CESTESB, a CE do
esgoto doméstico tratado deverá estar abaixo de 2,9 dSm-1 (a 25° C) para limitar o
risco de salinização do solo. Mancuso e Santos (2003), ressaltam que teores
excessivos de sais dissolvidos, expressos notadamente pelo aumento da CE, podem
resultar em redução da pressão osmótica do solo, que diminui a absorção de água
pela planta, e degradam as características físicas do solo. Portanto, efluentes que
apresentam condutividade elétrica entre 0,75 e 2,9 dSm-1, somente poderão ser
utilizados para aplicação em solos bem drenados, e em espécies que apresentem
alta tolerância salina (CETESB, s/d). Logo, a CE final alcançada estaria abaixo do
limite estipulado pela CETESB e em conformidade à água de reúso destinada à
irrigação com grau de restrição leve a moderado (0,7 a 3,0 dSm-1) segundo as
recomendações fornecidas pela FAO (1994).
5.2.4 Turbidez
Os valores de turbidez dos efluentes do tanque séptico e do filtro anaeróbio
apresentaram variação de 100 a 700 uT, e de 39 a 360 uT (Figura 28), e média de
265 ± 123 uT e 122 ± 71 uT, respectivamente; revelando diferença significativa entre
as mesmas (Kruskal-Wallis, 5%).
800
1000
1200
1400
1600
1800
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
Condutivid
ade (
µS
/cm
)
75%
50%
25%
89
Figura 28 – Turbidez presente nos efluentes do Tanque Séptico, Filtro Anaeróbio e Filtro de Areia em função do tempo
Através da Figura 28 também é possível notar uma grande oscilação dos
dados referentes ao tanque séptico até a 20ª semana, apresentando CV igual a
40%. Este período antecede a manutenção (esgotamento) do tanque séptico e do
filtro anaeróbio, logo, é provável que o arraste de sólidos decantados, bem como o
desprendimento de pequenas partículas das cascas de coco, durante a partida do
filtro anaeróbio, tenham influenciado os valores de turbidez até aquele momento.
Também é importante salientar que as amostras coletadas do tanque séptico
ocorriam diretamente da caixa de passagem e, por possuir pequena profundidade,
ao introduzir o frasco de coleta, os sólidos presentes no líquido armazenado na
caixa eram facilmente misturados, o que justificaria o pico obtido logo no início do
monitoramento (8ª semana).
A partir da 24ª semana houve uma redução considerável na turbidez dos
efluentes séptico e anaeróbio, sendo este último responsável por até 80% de
remoção da turbidez afluente durante a 27ª semana, e de 50% em média, se
considerado os valores obtidos durante todo o período amostral.
Após a passagem pelo filtro de areia, os valores de turbidez reduziram
substancialmente, permanecendo em uma faixa sempre inferior a 17 uT (Figura 29),
o que, baseando-se apenas neste parâmetro, seria equivalente ao valor de turbidez
presente em corpos de água doce Classe 1 (CONAMA 357, 2005).
0
100
200
300
400
500
600
700
800
1 5 9 11 14 16 18 20 25 27 29 31 37 39 42 44 46 48 50 52 55
Turb
idez (
uT
)
Tempo (semanas)
Tanque Séptico
Filtro Anaeróbio
Filtro de Areia
90
Figura 29 - Representação em box-plot da Turbidez presente nos efluentes estudados
Se comparado aos valores de turbidez do filtro anaeróbio, o tratamento pelo
filtro de areia representou 91% de remoção, aumentando para 96% quando
comparado ao efluente do tanque séptico. Isto demonstra que apesar das variações
nas unidades anteriores, a camada de areia utilizada no filtro foi suficiente para
remover os sólidos suspensos e fornecer um efluente final clarificado (Figura 30),
sem perda da eficiência causada pela troca da camada de areia nos momentos de
colmatação do filtro.
Figura 30 – Aspecto visual dos efluentes do Taque Séptico (EB), Filtro Anaeróbio (FA) e
Filtro de Areia (EA) coletados durante a 26ª semana de monitoramento.
Por fim, além de apresentar um aspecto esteticamente mais agradável, é
importante obter um efluente tratado de baixa turbidez, principalmente, quando se
almeja o reúso, uma vez que os sólidos suspensos podem servir de abrigo a micro-
organismos patogênicos e interferir na desinfecção.
91
5.2.5 Oxigênio Dissolvido
O valor médio da concentração de oxigênio dissolvido (OD) para o esgoto
bruto foi de 0,4 ± 0,2 mgO2L-1, e de 0,5 ± 0,2 mgO2L
-1 para o filtro anaeróbio. Nota-
se pela Figura 31 que o OD presente nas respectivas unidades foi sempre inferior a
1,0 mgO2L-1, exceto por uma aferição correspondente à 55ª semana em que a
concentração de OD no efluente anaeróbio foi de 1,34 mgO2.L-1, sendo este um
caso isolado.
Figura 31 – Variação da concentração de Oxigênio Dissolvido nos efluentes do Tanque Séptico, Filtro Anaeróbio e Filtro de Areia
A faixa de variação no efluente proveniente do filtro de areia foi de 2,9 a
6,7 mgO2L-1, com média de 4,4 ± 1,0 mgO2L
-1. A concentração de OD no filtro de
areia foi suficiente para remover matéria orgânica e proporcionar a oxidação
biológica de nitrogênio amoniacal que, segundo Metcalf e Eddy (1997), requer
4,57 mgO2 para cada mol de nitrogênio na forma de amônia convertido a nitrato
durante a nitrificação. A capacidade de aeração do filtro de areia não foi totalmente
consumida pelo tratamento aeróbio e permitiu a produção de um efluente final com
concentrações de OD, predominantemente, superiores a 4 mgO2L-1 (Figura 32).
0
1
2
3
4
5
6
7
8
5 9 11 14 16 18 20 25 27 29 31 37 39 42 44 46 48 50 52 55 59
Oxig
ênio
Dis
solv
ido (
mg.L
-1)
Tempo (semanas)
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
1ª manutenção 2ª manutenção 3ª manutenção
92
Figura 32 – Representação em box-plot da concentração de oxigênio dissolvido durante todo o período analítico e comparação às classes de corpos d’água (CONAMA 357, 2005)
Percebe-se pelas Figuras 31 e 32 que os valores encontrados no efluente
final foram superiores (cerca de 75% das análises) ao limite mínimo determinado
pela Resolução CONAMA 357 (2005) para rios de classe 3, superando, em alguns
momentos, o limite para rios de classe 2, e apenas em duas ocasiões, o limite para
classe 1.
Contudo, as concentrações finais de OD obtidas foram inferiores às
alcançadas por filtros de areia em escala piloto estudados por Tonetti (2008) e
Tonon (2011), os quais relatam valores sempre superiores a 5 mgO2L-1 para taxas
de aplicação diárias de até 200 e 300 Lm-2, respectivamente. Apesar dos filtros
possuírem um volume menor (0,78 m³) e meio filtrante de maior profundidade
(0,75 m), acredita-se que a manutenção da oxigenação esteja relacionada aos
intervalos estabelecidos entre cada alimentação e não às dimensões do filtro.
Schwager e Boller (1997) avaliaram o transporte de oxigênio em um leito de areia de
0,90 m e relatam que em sistemas menores a distribuição do líquido é mais
uniforme. Os fluxos hídrico e de ar são forçados verticalmente, e ocorrem de forma
mais intensa até camadas mais profundas nos primeiros 10 minutos após a
descarga. Porém, em sistemas maiores (escala real), há interferência pelo
alagamento temporário da superfície, provocando a movimentação do ar (também)
horizontalmente. Segundo os autores, isto pode alterar o transporte do ar e resultar
em fluxos mais baixos de oxigênio. No caso do filtro de areia estudado, as taxas de
0.0
1.0
2.0
3.0
4.0
5.0
6.0
7.0
8.0
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
Oxig
ênio
Dis
solv
ido (
mg.L
-1)
Classe 3
Classe 2
Classe 1
Classe 4
Padrão de qualidade para corpos d'água (CONAMA 357, 2005)
75%
50%
25%
Outlier
93
aplicação diária e o intervalo entre as aplicações do afluente anaeróbio não foram
controlados, variando conforme o consumo de água na propriedade durante o dia.
Logo, maiores frequências podem ter interferido na difusão do ar no filtro.
5.2.6 Sólidos Suspensos
Segundo a descrição fornecida pela APHA (2012), sólidos dissolvidos
referem-se à porção de sólidos que passa através de um filtro de porosidade
nominal de 2 µm (ou menor), sob condições específicas; já sólidos suspensos
referem-se à porção retida no filtro.
O valor médio da concentração de sólidos suspensos totais (SST) no
efluente do tanque séptico foi de 141 ± 59 mgL-1 e do filtro anaeróbio de
55 ± 41 mgL-1. Estes dados indicam conformidade à concentração média típica
presente em esgoto doméstico apresentada por Sperling (2005) após o tratamento
por apenas tanque séptico (100 - 150 mgL-1) e após complementação por filtro
anaeróbio (30 – 60 mgL-1).
Observam-se na Figura 33 concentrações de SST mais elevadas até a 20ª
semana. Como indicado na própria figura, este período antecede à manutenção do
tanque séptico, o que permite supor que parte do lodo em processo de digestão e/ou
decantado estava sendo arrastado com o efluente. Também se levanta a
possibilidade de que o material suspenso acumulava-se na caixa de passagem,
pois, como mencionado na discussão sobre os valores de turbidez, o revolvimento
de partículas nos momentos de coleta era perceptível.
94
Figura 33 – Variação da concentração de Sólidos Suspensos Totais em função do tempo
Durante as primeiras semanas após a partida do filtro anaeróbio, notou-se
grande variação na concentração de SST no efluente desta unidade que, em alguns
momentos, pouco diferiu da concentração afluente. Tal comportamento pode estar
associado ao desprendimento de materiais presentes no próprio recheio, visto que
com o tempo, não foram obtidos valores altos semelhantes aos verificados até a 14ª
semana. Após o esgotamento dos reatores, verificou-se um ganho significativo na
eficiência do filtro anaeróbio, alcançando percentuais de remoção iguais a 83, 69, 81
e 87% da 25ª a 28ª semana, revelando a capacidade de filtração do material (cascas
de coco) e da camada filtrante empregados. A altura de 1,00 m empregada no
presente estudo corrobora a eficiência encontrada por Manariotis e Grigoropoulos
(2006). Os autores avaliaram a influência da altura da camada filtrante em filtros
anaeróbios de fluxo ascendente para 3 diferentes recheios (selas cerâmicas, anéis
plásticos e brita), e obtiveram resultados mais expressivos, nos três casos, a partir
de 0,60 m, alcançando valores de remoção superiores a 80% em camadas de 0,80 e
0,90 m.
Como apresentado na Figura 33 e na Tabela 15, após a passagem pelo filtro
anaeróbio a concentração de SST foi reduzida para valores constantemente
inferiores a ½ da concentração afluente, com remoção média de 61%. Esta
eficiência já se adequaria às condições e padrões específicos para lançamento
direto do efluente tratado em corpos hídricos segundo a Legislação mineira COPAM
n°10/1986 (COPAM, 1986), a qual condiciona 100 mgL-1 como concentração
máxima diária e média mensal de 60 mgL-1; e à concentração máxima permitida pela
0
50
100
150
200
250
300
350
3 8 10 13 15 17 19 25 27 31 37 39 42 44 46 48 50 52
SS
T (m
g.L
-1)
Tempo (Semanas)
Tanque Séptico
Filtro Anaeróbio
Filtro de Areia
Esgotamento do Tanque Séptico
95
Legislação gaúcha CONSEMA nº 128/2006 (CONSEMA, 2006) de 180 mgSST.L-1,
para a menor vazão de lançamento diária (< 20 m³dia-1) de efluente doméstico
tratado.
Vale salientar que após a limpeza do reator, o valor médio para
concentração do efluente anaeróbio (34 ± 16 mgL-1) foi menor do que as
concentrações típicas verificadas em sistemas como lagoa aerada facultativa
(60 - 90 mgL-1) e reator UASB (60 - 100 mgL-1), e próxima à de lodos ativados
convencional (20 - 40 mgL-1) (SPERLING, 2005), indicando a viabilidade do filtro
anaeróbio perante tais sistemas.
Tabela 15 – Sólidos em Suspensão e suas frações nos efluentes do Tanque Séptico, Filtro Anaeróbio e Filtro de Areia
Sólidos Suspensos Totais
Sólidos Suspensos Fixos
Sólidos Suspensos Voláteis
Média (mgL-1)
Remoção em relação à etapa
anterior (%)
Remoção Global (%)
Média (mgL-1)
%* Média
(mgL-1) %*
Tanque Séptico
141 ± 59 - - 19 ± 18 14 122 ± 52 86
Filtro Anaeróbio
55 ± 41 61 - 9 ± 17 17 45 ± 27 83
Filtro de Areia
17 ± 12 63 86 5 ± 3 27 12 ± 10 73
* em relação a SST
Com relação às frações de sólidos suspensos fixos (SSF) e voláteis (SSV),
percebe-se um pequeno ganho na concentração de SSF conforme a passagem
pelas unidades de tratamento, passando de 14% no tanque séptico para 27% no
filtro de areia. Este aumento pode ser associado à mineralização de compostos
orgânicos, que levam à diminuição da parcela volátil (SSV) e, consequentemente,
elevam os SSF, principalmente, no caso do filtro de areia. Como citado por Ruane et
al (2014), um dos principais mecanismos de remoção de sólidos suspensos em
filtros de areia aeróbios, além da própria interceptação física, é a mineralização.
A concentração de SST no efluente do filtro de areia foi sempre inferior a
32 mgL-1, com média de remoção de 63% em relação ao afluente anaeróbio,
revelando eficiências similares para os dois reatores (Kruskal-Wallis, 5%).
Comparando-se ao estudo com filtros de areia simples (camada única) e
96
estratificado desenvolvido por Ruane et al (2014) para o pós-tratamento de filtro
anaeróbio, a eficiência obtida seria equivalente à verificada no filtro estratificado de
62% (32 ± 6 mgSST.L-1) e superior à do filtro simples de 52% (41 ± 8 mgSST.L-1).
Quanto à remoção global verificada ao final do tratamento, obteve-se média
de 86%, e concentração de 17 ± 12 mgSST.L-1 para o período analítico. Estes
resultados satisfazem as exigências previstas para tratamento secundário descritas
pela USEPA, a qual determina o limite de 30 mgSST.L-1 para média mensal e
45 mgSST.L-1 para média semanal, definindo ainda a remoção de no mínimo 85%
da concentração afluente (WEF, 2007).
5.2.7 DQO e DBO
A Figura 34 apresenta em diagramas de caixas os valores de DQO total
presentes nos efluentes estudados e na Figura 35 estão expostos os valores obtidos
para DQOtotal, suas frações dissolvidas (solúvel e coloidal) e a eficiência de remoção
verificada durante o período analítico.
Figura 34 – Representação em box-plot da concentração de DQO durante todo o período analítico e comparação a Legislações Nacional (Decreto nº 6200/1985) europeia
(Directive 271/1991)
0
100
200
300
400
500
600
700
800
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
DQ
O (
mgO
2.L
-1)
75%
50%
25%
Outlier
Limite de 150 mgO2L-1
definido
pela legislação alagoana
(Decreto nº 6200/1985)
Limite de 125 mgO2L-1
definido
pela legislação europeia
(Directive 271/1991)
97
Figura 35 - DQO total, solúvel e coloidal nos efluentes estudados e médias de remoção pelo Filtro Anaeróbio (FA), Filtro de Areia (F. Areia) e Global
Os dados de DQOtotal do tanque séptico apresentaram amplitude de
505 mgL-1, com valores variando de 242 a 747 mgL-1 e média de 436 mgL-1, a qual
condiz com a concentração média típica (400 – 450 mgL-1) verificada em esgoto
doméstico após tratamento primário (SPERLING, 2005). Como apresentado pelas
Figuras 34 e 35, após o tratamento anaeróbio, o valor de DQOtotal foi reduzido pela
metade do valor afluente, apresentando evolução satisfatória desde a partida até a
10ª semana de monitoramento. A partir deste momento, notou-se um
comportamento mais estável, com menores variações na concentração efluente e
valores aproximados de remoção de DQO, fato que, segundo Campos (1999), pode
ser interpretado como um indício do encerramento do período de partida do reator
anaeróbio.
Com relação ao filtro de areia, o valor médio da concentração de DQOtotal foi
de 85 ± 28 mgL-1, com remoção de 60 ± 15% do valor afluente e remoção global de
80 ± 7%. Acredita-se que a baixa amplitude na variação dos dados desde o início do
monitoramento esteja relacionada ao uso do filtro de areia durante o estudo anterior
desenvolvido por Cruz (2013), o que permitiu o estabelecimento de micro-
organismos em camadas mais profundas do leito, visto que não houve perda da
eficiência em períodos próximos a manutenção filtro, nos quais se removeu a
parcela superior colmatada. Como apresentado pela Figura 34, a homogeneidade do
51%
41%
7%
60%
46%
68%
81%
68% 70%
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
0
100
200
300
400
500
600
DQO total DQO solúvel DQO coloidal
Rem
oção
Concentr
ação (
mgL
-1)
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
Remoção FA Remoção F. Areia Remoção Global
98
tratamento para remoção de DQOtotal forneceu um efluente final em consonância aos
padrões de qualidade estabelecidos pelo Decreto Estadual nº 6200 (ALAGOAS,
1985) o qual define o valor máximo de 150 mgO2L-1 para o lançamento de efluente
tratado no oceano e à Deliberação Europeia nº 271 (Official Journal of the European
Communities, 1991) que exige dos Estados membros a garantia de tratamento dos
efluentes em nível secundário ou equivalente, com valor máximo para DQOtotal de
125 mgO2L-1 ou remoção mínima de 75% da carga afluente para lançamento em
corpos receptores.
Analisando as Figuras 35 e 36 percebe-se que a matéria orgânica presente
nos efluentes encontrava-se predominantemente dissolvida, visto que as parcelas
solúveis correspondiam por mais de 40% da concentração de DQOtotal. Esse fato
está de acordo com os resultados obtidos por ABREU e ZAIAT (2008) os quais
avaliaram o desempenho de reatores anaeróbio e anaeróbio-aeróbio (em escala de
bancada) em diferentes condições de TDH (6, 8, 10 e 12 horas), observando
predominância da parcela solúvel em qualquer condição operacional e aumento
desta conforme a redução do TDH; comportamento este que os autores associaram
à presença de material solubilizado na etapa hidrolítica e não utilizado
posteriormente, e de polímeros extracelulares persistentes à degradação.
Figura 36 – Comparação entre os valores médios da concentração de DQOtotal e suas
frações (%) solúvel e coloidal nos efluentes do Tanque Séptico, Filtro Anaeróbio e Filtro de Areia
41%
50%
67%
17%
26%
16%
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
Fra
ções d
e D
QO
Concentr
ação (
mgL
-1)
DQO Total DQO Solúvel DQO Coloidal
99
Durante todo o período analítico não foram verificados valores para
DQOsolúvel efluente maiores ou iguais aos afluentes, tanto no caso do filtro anaeróbio
quanto no filtro de areia, indicando a assimilação do material solubilizado em ambas
as unidades e diferença significativa (Kruskal-Wallis, 5%) entre as médias. A
utilização do material solubilizado também foi semelhante para ambas as unidades,
apresentado remoção de 41% da concentração de DQOsolúvel afluente pelo filtro
anaeróbio e de 46% pelo filtro de areia. Estes dados estão em consonância ao
comportamento descrito por Elmitwally et al (2003) que, ao analisarem a operação
de um tanque séptico híbrido-anaeróbio (tanque séptico + filtro anaeróbio preenchido
por placas de espuma de poliuretano), observaram um ganho de 10% e 22% na
remoção de DQOtotal e DQOsuspensa pela presença do filtro anaeróbio e perda da
eficiência para remoção de DQOdissolvida+coloidal, ao que os autores associaram ao
aumento de matéria orgânica dissolvida e coloidal decorrente da hidrólise parcial dos
sólidos retidos nos poros da espuma. Percebe-se, portanto, que o tratamento
realizado pelo filtro de areia não se restringiu a ações mecânicas de fixação,
interceptação e adsorção proporcionadas pela filtragem, houve também degradação
e consumo do material solúvel.
Com relação à DBO5, o valor médio para concentração no efluente do
tanque séptico foi de 148 mgL-1, variando de 100 - 222 mgL-1, semelhante à faixa
documentada por Moussavi et al (2010) de 118 - 268 mgL-1 para tanque séptico em
escala piloto com TDH de 24h.
A Figura 37 apresenta a variação da concentração da DBO para as
diferentes unidades de tratamento e a compara aos valores máximos para
lançamento segundo normas nacional e internacional pertinentes.
100
Figura 37 - Representação em box-plot da concentração de DBO durante todo o período analítico e comparação à Legislação Estadual (SÃO PAULO, Decreto nº 8468/1976) e à
norma europeia (Directive 271/1991)
A Tabela 16 apresenta os valores médios para concentração de DBO, a
remoção alcançada pelas respectivas unidades de tratamento e o valor da razão
DQOtotal/DBO obtidos durante o período analítico.
Tabela 16 – Valores médios e desvio padrão da concentração de DBO, eficiência de remoção e relação DQOtotal/DBO
DBO5
(mgL-1)
Remoção
(%)*
Remoção
Global (%)
DQOtotal
(mgL-1) DQOtotal/DBO
Tanque Séptico 148 ± 34 - - 436 2,9
Filtro Anaeróbio 41 ± 16 71 - 213 5,2
Filtro de Areia 18 ± 9 54 87 85 4,7
* Em relação à etapa anterior
Como expresso na Tabela 16, o desempenho do filtro anaeróbio para
remoção de DBO foi mais satisfatório do que o observado para DQOtotal. O filtro
anaeróbio propiciou uma remoção média de 71 ± 11% da DBO afluente, um pouco
abaixo da eficiência média de remoção averiguada para a combinação tanque
séptico + filtro anaeróbio de 80 - 85% segundo a literatura nacional especializada
(SPERLING, 2005). Porém, considerou-se um desempenho satisfatório visto que a
concentração no efluente manteve-se dentro da faixa típica de 40 - 80 mgL-1
0
50
100
150
200
250
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
DB
O (
mgO
2.L
-1)
75%
50%
25% Outlier
Limite de 60 mgL-1 definido pela legislação paulista (Decreto nº 8468/1976)
Limite de 25 mgL-1 definido pela legislação europeia (Directive 271/1991)
101
esperada para este tipo de tratamento (SPERLING, 2005) e abaixo do limite
estabelecido pelo Decreto nº 8468 (1976) para emissão em corpos d’água no Estado
de São Paulo, com eficiência média de remoção de 71%, também superior à mínima
(60%) determinada pela Resolução CONAMA 430 (2011) para lançamento em
corpos receptores.
O filtro de areia, por sua vez, foi responsável por remover, em média, 54%
da DBO afluente (proveniente do filtro anaeróbio), resultando em um efluente final
com concentração igual a 18 ± 9 mgL-1 e remoção global de 87%. Dessa forma, a
qualidade alcançada para o efluente final atenderia às condições mínimas de
redução de 70 - 90% e à concentração máxima de 25 mgL-1 requeridas pela
Deliberação Europeia nº 271 (1991) para descargas de efluentes de estações de
tratamento.
A relação DQOtotal/DBO para o esgoto proveniente do tanque séptico foi de
2,9, aumentando para 5,2 no filtro anaeróbio, tornando a reduzir para 4,7 no filtro de
areia. Todos os três valores são superiores à faixa de variação de 1,8 a 2,2
apresentada por van Haandel e Lettinga (1994) como valores comuns a esgoto
doméstico. A mesma tendência ao aumento após a passagem pelos filtros foi
verificada nos estudos com unidades piloto analisadas por Tonetti (2008) e Tonon
(2011). Van Haandel e Lettinga (1994) explicam que, durante os processos
biológicos, uma parte do material biodegradável do afluente (que tem uma
determinada DBO) se transforma em resíduo endógeno, que não é biodegradável e,
portanto, não tem DBO. Logo, a razão DQO/DBO superior aos valores típicos pode
representar a atuação do tratamento biológico principalmente sobre a matéria
orgânica mais facilmente biodegradável, gerando, por conseguinte, material não
biodegradável no sistema de tratamento (passível de oxidação por via química).
5.2.8 Série de Nitrogênio
No que se refere a compostos nitrogenados, foram realizadas análises para
determinação nitrogênio total Kjeldahl (NTK), N-amoniacal, nitrito e nitrato; sendo a
concentração de nitrogênio orgânico obtida pela subtração do valor de nitrogênio
102
amoniacal do valor de NTK. Os valores médios relativos a todo período analítico
estão dispostos na Tabela 17.
Tabela 17 – Média e desvio padrão para valores dos compostos nitrogenados analisados
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
NTK (mgL-1) 118 ± 26 114 ± 23 74 ± 22
N-Amoniacal (mgL-1) 100 ± 21 102 ± 21 69 ± 21
N-Orgânico (mgL-1) 18 ± 7 12 ± 6 6 ± 7
Nitrito (mgL-1) ~ 0 ~ 0 4,9 ± 6,1
Nitrato (mgL-1) 3,3 ± 1,3 2,7 ± 1,5 46,0 ± 37,2
N total (mgL-1) 117 ± 33 114 ± 29 121 ± 47
A concentração de NTK no efluente do tanque séptico apresentou variação
de 84 a 169 mgL-1. Estes valores são superiores à faixa apresentada por Mota e
Sperling (2009) como típica para esgoto de origem doméstica, a qual varia de 40 -
60 mgL-1 para NTK; sendo o menor valor obtido, também, já superior ao limite
máximo apontado por Sperling (2005), de 35 – 60 mgL-1, e pela WEF (2007), de 20 –
85 mgL-1, para nitrogênio total em esgoto doméstico. Este acréscimo pode ser
atribuído à presença de sanitários no estabelecimento e na fábrica os quais
contribuíram para a formação de um esgoto com maior carga de ureia provocando,
consequentemente, aumento na concentração de NTK. Já a concentração dos
compostos oxidados manteve-se próximo de 0 para nitrito e abaixo de 4,6 mgL-1 para
nitrato, no tanque séptico e no filtro anaeróbio.
Analisando a Figura 38 percebe-se que o filtro anaeróbio também
apresentou comportamento semelhante ao tanque séptico no tocante à variação da
concentração de NTK, cujas médias foram de 118 ± 26 mgL-1 e 114 ± 23 mgL-1,
respectivamente, sem diferença significativa entre as mesmas (Kruskal-Wallis, 5%).
103
Figura 38 - Representação em box-plot da concentração de NTK durante todo o período analítico e comparação à Legislação Estadual (CONSEMA nº 128/2006)
Como apresentado pela Tabela 17, os valores de NTK eram constituídos,
basicamente, por nitrogênio em sua forma amoniacal, o qual correspondia por cerca
de 85% da concentração de NTK. Isto ocorre porque nos processos de tratamento
biológico dos esgotos, o nitrogênio orgânico é rapidamente, e quase
quantitativamente, convertido em nitrogênio amoniacal (amonificação) (MOTA e
SPERLING, 2009), podendo, inclusive, iniciar o processo de conversão nos próprios
tubos condutores, tendo continuidade nas unidades de tratamento.
Após a passagem pelo filtro de areia houve a redução de, em média, 35% da
concentração de NTK e aumento de 17 vezes a concentração de nitrato, revelando a
capacidade de nitrificação do leito de areia. Contudo, ao analisar os quatro períodos
entre as manutenções do filtro, observam-se diferentes níveis de eficiência, tanto
para remoção de nitrogênio amoniacal quanto para nitrificação (Figura 39).
0
20
40
60
80
100
120
140
160
180
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
NT
K (
mgL
-1)
75%
50%
25%
Limite de 20 mgL-1 definido pela legislação gaúcha (CONSEMA 128/2006)
104
Figura 39 – Nitrificação, redução da concentração de amônia pelo filtro de areia e remoção global verificadas entre os períodos de manutenção do filtro de areia.
Onde: 1 = 92 dias; 2 = 58 dias; 3 = 128 dias; e 4 = 140 dias.
Para elaboração da Figura 39, subdividiu-se o período analítico em quatro
momentos em função das manutenções realizadas no filtro de areia (remoção da
camada colmatada). Para cada um dos quatro períodos, avaliaram-se a ocorrência
do processo de nitrificação (Equação 4), a redução da concentração de N-NH4 pelo
filtro de areia em relação à afluente, e a redução global.
Equação 4
Onde:
N-NH+4i = Concentração inicial de N-amoniacal (mgL-1)
N-NO-3f = Concentração final de Nitrato (mgL-1)
Dessa forma, como demonstrado pela Figura 39, o processo de nitrificação
ocorreu durante todo funcionamento do filtro de areia, de forma mais significativa nos
dois últimos períodos, em que a remoção de N-amoniacal também foi mais alta. De
maneira geral, se considerados os valores de todo o período analítico, do N-total
presente no efluente do tanque séptico, em média, 85% correspondia a N-amoniacal
e apenas 3% a nitrato; ao final do tratamento, 57% correspondia a N-amoniacal e
36% a nitrato, revelando significativa diferenciação (Kruskal-Wallis, 5%) entre os
valores de entrada e saída.
29%
12%
43%
58%
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
1 2 3 4
Rem
oção N
-NH
4+
Nitrificação
Períodos entre manutenções
Filtro de Areia Remoção pelo Filtro de Areia Remoção Global
105
A alcalinidade afluente ao filtro de areia durante os dois primeiro períodos foi
de, em média, 430 e 438 mgCaCO3L-1, respectivamente. Durante o processo de
nitrificação são produzidos 2 moles de prótons de hidrogênio (H+) para cada mol de
nitrato formado, consumindo, 7,14 mg de alcalinidade em forma de CaCO3 para
cada mgN (MOTA e SPERLING, 2009). Com base nessas informações, haveria
alcalinidade disponível para conversão de cerca de 60 mgN-amoniacal. Mas, na
prática, cerca de 33 mgN foram convertidos. Visto que a alcalinidade não foi
totalmente consumida no filtro de areia, e que o pH esteve sempre próximo à
neutralidade (Item 5.2.2), estes parâmetros não foram considerados fatores
limitantes nos dois primeiros períodos.
A concentração afluente de DQO mais alta nos primeiros meses também
não prejudicou a relação DQO/N-NH4+. Para os períodos 1, 2, 3 e 4 foram obtidos
valores médios de 1,2; 1,1; 1,4; 1,4, respectivamente; mantendo-os todos dentro da
faixa de 1,0 a 1,5 sugerida por Metcalf e Eddy (2003) para melhor conversão de N-
amoniacal a nitrato. Segundo os autores, esta faixa oferece melhores condições de
desenvolvimento dos micro-organismos nitrificantes (autótrofos), pois a massa de
micro-organismos nitrificantes produzida por unidade de massa de substrato
metabolizado é inferior ao crescimento celular dos micro-organismos heterotróficos
(responsáveis pela remoção de matéria carbonácea). Logo, valores mais altos da
relação DQO/N-NH4+, favoreceriam os micro-organismos heterotróficos que
competem com os autotróficos nitrificantes pelo oxigênio e nutrientes (METCALF e
EDDY, 2003).
Como o filtro de areia já vinha sendo operado durante o estudo anterior
desenvolvido por Cruz (2013), supõe-se que o acúmulo de matéria orgânica em
camadas de areia mais profundas às removidas nos dois primeiros períodos tenha
proporcionado o desenvolvimento de um ambiente anóxico na interface
efluente/areia e dificultado a oxidação do íon amônio nessa camada. A manutenção
do leito de areia será discutida com mais detalhes no item 5.4. Porém, para
respaldar a hipótese levantada, na Figura 40 é apresentada a variação da
concentração de nitrato no efluente do filtro de areia conforme a substituição das
camadas colmatadas.
106
Figura 40 – Evolução da concentração de N-amoniacal afluente (Filtro Anaeróbio) e efluente (Filtro de Areia), e de nitrato no efluente final durante o período analítico
Nos dois primeiros períodos, a camada de areia removida tinha 0,05 m de
altura. Para início do terceiro período foram substituídos 0,10 m de areia e no quarto,
substitui-se todo o leito (0,40 m). Percebe-se que, ao remover uma camada maior
(3º período), a concentração de nitrato aumenta até a 27ª semana, decaindo
conforme a colmatação da superfície do filtro. Ao substituir toda a areia do filtro por
areia nova houve queda de N-amoniacal e aumento de nitrato até a 50ª semana,
atingindo 150 mgNO-3L-1. Porém, a nitrificação foi menor do que o percentual
esperado para um filtro de areia que opera adequadamente, o qual, segundo a
USEPA (1999) pode nitrificar 80% ou mais do N-amoniacal afluente.
Por fim, o efluente final apresentou sempre concentrações mais altas ao
limite máximo de 20,0 mgL-1 para N-amoniacal permitido pela Resolução CONAMA
430 (2011) para o lançamento de efluentes e superou em 59% das amostras o limite
de 30 mgL-1 em termos de concentração de nitrato estabelecido pela FAO (1994),
apresentando grau de restrição severo para o efluente se destinado ao reúso na
agricultura. Se considerada apenas valores de concentração, faz-se necessário a
complementação do tratamento para aumentar o nível de remoção de N-amoniacal e
a desnitrificação buscando melhorar a qualidade do efluente final, adequando-o às
normas vigentes para lançamento e reúso. Mas, se admitida a vazão diária de 0,1 a
1,5 m³dia-1 de esgoto tratado produzido, o aporte de nitrogênio não representaria
uma ameaça a determinados cultivos (p. ex.: plantio de arroz, cana-de-açúcar,
algodão e milho) e serviria como adubo.
0
20
40
60
80
100
120
140
160
3 8 10 13 15 17 19 24 26 28 30 36 38 40 43 45 47 49 51 53 58
mgL
-1
Tempo (Semanas)
N-Amoniacal afluente N-Amoniacal efluente Nitrato
1º 2º 3º 4º
107
5.2.9 Fósforo
A concentração de fósforo foi verificada duas vezes por semana para
acompanhamento de sua evolução conforme a colmatação do filtro de areia. O valor
médio obtido para o efluente do tanque séptico durante o período analítico foi de
9,5 ± 2,9 mgL-1 e de 9,3 ± 2,8 mgL-1 para o filtro anaeróbio, sem diferença
significativa entre os valores (Kruskal-Wallis, 5%), sendo essa variação condizente à
faixa típica para fósforo de 4 - 15 mgL-1 presente em esgoto doméstico (SPERLING,
2005). Também é possível verificar pelas Figuras 41 e 42 que a amplitude e
evolução dos dados para as referidas unidades de tratamento foram bastante
semelhantes.
Figura 41 – Representação em box-plot da concentração de fósforo e comparação ao limite
de emissão estabelecido por Legislação Estadual (CONSEMA 128, 2006)
Figura 42 – Evolução da concentração de fósforo em função do tempo e indicação dos períodos de manutenção
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
P-P
O4-3
(m
g.L
-1)
75%
50%
25%
Limite máximo de 4 mgL-1 para Q < 100 m³dia-1 definido pela legislação gaúcha (CONSEMA 128/2006)
Limite máximo de 2 mgL-1 definido pela legislação europeia (Directive 217/1991)
0.0
3.0
6.0
9.0
12.0
15.0
18.0
P-P
O4-3
(m
g.L
-1)
Tempo (semanas)
Tanque Séptico Filtro Anaeróbio Filtro de Areia
1º 2º período 3º período 4º período
108
Este comportamento insatisfatório para remoção de fósforo pelo reator
anaeróbio era esperado e condiz com os estudos em escala piloto conduzidos por
Tonetti (2008) e Tonon (2011). Como descrito na literatura técnica, a eficiência de
remoção de nutrientes por reatores anaeróbios é baixa e, no caso do fósforo, há
uma estimativa de que a incorporação microbiana seja de apenas 1/5 a 1/7 daquela
estabelecida para nitrogênio (CHERNICHARO, 2007). Além disso, também é
possível que aumentos na concentração de fósforo ocorram no filtro anaeróbio
devido à mineralização de compostos orgânicos (protéicos), interferindo nas taxas
de remoção (van HAANDEL e LETTINGA, 1994).
Com relação ao filtro de areia, percebe-se pela Figura 42 que após a
substituição da camada de areia colmatada há uma queda na concentração de
fósforo. Gill et al (2009) citam que a remoção de fósforo nos filtros ocorre
basicamente pelo conteúdo mineral da areia e é controlada principalmente pela
adsorção e pelas reações de precipitação mineral. A capacidade de adsorção é
regulada pela ocorrência de minerais naturais como ferro, cálcio e alumínio, mas
também é afetada por características químicas do efluente (potencial redox e pH)
dentro do filtro. Contudo, essa capacidade de adsorção de fósforo pela areia é finita
(RODGERS et al, 2005) podendo ocorrer o desprendimento do mesmo ao ser
atingido o limite. Condição esta verificada conforme o entupimento da camada
superficial do filtro em que a capacidade para remoção de fósforo saturava,
apresentando concentração efluente superior à afluente (10ª, 21ª e 40ª semanas -
Figura 42).
Apesar da oscilação durante o período analítico, houve diferença
significativa (Kruskal-Wallis, 5%) entre a média da concentração de fósforo final e
inicial (proveniente do filtro anaeróbio e/ou do tanque séptico). Ao dividir o
monitoramento em períodos delimitados entre as manutenções do filtro de areia,
verifica-se que o melhor desempenho de remoção foi alcançado durante o
3º período, com média de 47 ± 24%. Além da troca de areia, este período
(23ª semana) inicia com o esgotamento do tanque séptico e do filtro anaeróbio,
repercutindo em uma diminuição da concentração de fósforo, possivelmente, pela
incorporação do mesmo pelas células em crescimento; retornando aos níveis
verificados inicialmente na 35ª semana (12 semanas após o esgotamento).
109
Após a substituição de todo o leito de areia (4º período), não houve um ganho
significativo para remoção de fósforo, cuja média correspondente ao período foi de
15 ± 9%, sendo inferior à fase inicial, porém, com concentração efluente
significativamente menor à afluente (Kruskal-Wallis, 5%). Rodgers et al (2005)
alcançaram altos índices de remoção desde o início da operação de um filtro
estratificado tanto para camada de 0,425 m quanto para a de 0,900 m, como
eficiência de 70 e 83%, respectivamente, após 400 dias de operação. No entanto, os
autores controlaram o pH afluente em 3,7, favorecendo a precipitação do fósforo por
ferro e alumínio. Vê-se, dessa forma, que a presença de um biofilme bem
desenvolvido possa ser mais significante para a remoção de fósforo do que a
adsorção química da areia quando o efluente possuir pH próximo à neutralidade.
Como apresentado na Figura 41, a concentração de fósforo no efluente final
foi predominantemente superior ao limite máximo permitido pela Deliberação
Europeia nº 271 (1991) de 2 mgL-1 para lançamento de efluentes tratados em áreas
sensíveis e pela Legislação Estadual do Rio Grande do Sul (CONSEMA nº 128,
2006) de 4 mgL-1 para a menor vazão de lançamento (Q < 100 m³dia-1), atendendo
em momentos isolados a eficiência de remoção mínima de 75% exigida por ambas
as normas.
Se houver intenção de reúso do efluente na agricultura, a concentração final
de fósforo pode ser vantajosa, dependendo apenas da cultura a ser irrigada e o tipo
de solo. Mas, por se caracterizar como um fator potencializador de eutrofização,
juntamente ao nitrogênio, a emissão em corpos d’água exigirá baixa concentração.
5.3 Parâmetros biológicos
Para verificação e quantificação de organismos indicadores de
contaminação fecal foram analisadas as densidades de Coliformes Totais (CT) e
Escherichia coli (E. coli) durante sete meses (abrangendo duas etapas de
manutenção do filtro de areia) nos efluentes do filtro anaeróbio e do filtro de areia.
110
De forma complementar, também se avaliou a presença de ovos de helminto
nos lodos do tanque séptico e do filtro anaeróbio após 05 meses de monitoramento
do sistema, compreendendo a fase intermediária do período estudado.
5.3.1 Coliformes Totais e Escherichia coli
Na Tabela 18 são apresentados os valores médios da concentração de
coliformes totais e de E. coli nas amostras dos efluentes provenientes do filtro
anaeróbio e do filtro de areia e a eficiência de remoção obtida por este último.
Tabela 18 - Médias e desvio padrão da concentração de Coliformes Totais e E. coli encontrados para os efluentes do filtro anaeróbio e filtro de areia.
Unidade de Tratamento
Coliformes Totais (NMP100mL-1)
Remoção (unidade
logarítmica)
E coli
(NMP100mL-1)
Remoção (unidade
logarítmica)
Filtro Anaeróbio
2,0 x 105 ± 3,1 x 105a ---- 1,8 x 105 ± 2,2 x 105a -----
Filtro de Areia
2,7 x 104 ± 3,0 x 104b 1 log 1,0 x 103 ± 2,4 x 103b 2 log
Médias na vertical seguidas por letras minúsculas diferentes diferem estatisticamente entre si (Kruskal-Wallis, 5%).
A concentração média de Coliformes Totais no efluente do filtro anaeróbio
de 2,0x105 ± 3,1x105 NMP100mL-1 é mais baixa do que a faixa típica de
106 a 107 NMP100mL-1 reportada por SPERLING (2005) para esgoto doméstico
após tratamento por sistema composto por tanque séptico e filtro anaeróbio. Já a
concentração encontrada para E. coli de 1,8x105 ± 2,2x105 NMP100mL-1 condiz com
um estudo em escala piloto realizado por Leonel (2014), no qual a autora avaliou o
tratamento de esgoto doméstico realizado por filtros anaeróbios preenchidos com
anéis de bambu, obtendo média de 3,3x105 ± 6,9x105 NMP100mL-1 para E. coli.
Após a passagem pelo filtro de areia houve a remoção de 1 unidade
logarítmica na concentração de coliformes totais e de 2 unidades logarítmicas de
E. coli. Esses valores estariam em conformidade à concentração máxima definida
111
para águas doces Classe 2 no tocante aos valores máximos previstos para E. coli de
1,0x10³ NMP100mL-1, e para Classe 3 no que se refere a coliformes totais ou E. coli
de 2,5x10³ NMP100mL-1 (recreação de contato secundário) e 4,0x10³ NMP100mL-1
(demais usos) (CONAMA nº 357, 2005).
Para reúso em lavagem de pisos, calçadas, irrigação de jardins e vasos
sanitários (limite de 5,0x10² NMP100mL-1, recomendado pela NBR 13969:1997) e/ou
equiparação a águas próprias para balneabilidade (recreação de contato primário)
na categoria “muito boa” (limite de 4,0x10² NMP100mL-1, estabelecido pela
Resolução CONAMA nº 274, 2000) seria necessária adequação por meio de
desinfecção. Segundo teste realizado por Cruz (2013), uma pequena dose de cloro
(1,15 mgL-1) seria suficiente para tanto, desde que mantido o tempo de contato de
60 minutos. A desinfecção também poderia ser favorecida pela baixa turbidez do
efluente final, dado que alta turbidez de origem orgânica pode proteger os micro-
organismos dos efeitos da desinfecção e até mesmo estimular o crescimento
bacteriano.
5.3.2 Helmintos
Os testes para avaliação da presença/ausência de ovos de helminto foram
realizados a partir de amostras de lodo do tanque séptico (TS) e do filtro anaeróbio
(FA) (Tabela 19).
Tabela 19 - Estimativa da concentração de ovos de helminto (ovos/L) nas amostras de lodo do tanque séptico (Lodo TS) e do filtro anaeróbio (Lodo FA) após 05 meses de
operação.
Lodo TS Lodo FA
Resultado ND ND
ND = Não detectado
Como expresso na Tabela 19, obteve-se resultado negativo para avaliação
das amostras de lodo, o que pode estar relacionado à baixa concentração de ovos
que adentram ao sistema, impossibilitando a detecção pela técnica escolhida, ou
112
devido à ausência de indivíduo(s) infectado(s) usuário(s) dos sanitários durante o
período estudado.
A não detecção dos parasitas não garante ausência dos mesmos, uma vez
que a presença no esgoto doméstico de helmintos e demais organismos capazes de
provocar doenças está vinculada ao estado de saúde da comunidade local podendo
variar sazonalmente e, no caso dos biossólidos, também sofrer influência das
reduções obtidas pelos processos de tratamento (USEPA, 2003), exigindo maior
periodicidade nos testes para avaliação deste parâmetro em específico.
5.4 Manutenção do filtro de areia
O monitoramento operacional do filtro de areia também envolveu sua
manutenção. Durante o período de coleta, procurou-se observar o funcionamento da
alimentação pelo sifão, e a efetividade do uso da placa de concreto para choque e
espalhamento do líquido. Acompanhou-se, também, a evolução da mancha negra
desenvolvida sob a superfície do filtro até a total colmatação.
Para proceder com a raspagem sem interrupção do funcionamento do
sistema, foi feito um bypass (utilizando tubo de PVC de 1’’) ligando a tubulação de
alimentação à tubulação de aeração. Assim, a cada acionamento do sifão, todo o
líquido era encaminhado diretamente ao tanque de armazenamento.
A raspagem ocorria apenas quando a superfície do leito encontrava-se seca
e procedia manualmente (com auxílio de pás) avançando até a camada não
colmatada, sendo a profundidade variável e determinada conforme a observação do
perfil a cada manutenção (Figura 43).
113
Figura 43 - Perfil de areia (altura da camada removida)
A parcela de areia retirada era colocada em uma área aberta para exposição
ao sol e secagem definitiva, e o volume removido era imediatamente reposto com
areia nova (Figura 44).
Figura 44 - Substituição da areia colmatada por areia nova e indicação do bypass
114
5.4.1 Análise da areia
No início do monitoramento e durante a primeira manutenção, a areia
utilizada para substituição da camada superficial do filtro de areia foi a
comercialmente conhecida como “areia média”. A partir da segunda manutenção, a
areia utilizada foi a “areia grossa”. A caracterização do material seguiu as instruções
descritas pela NBR 7181:1984 e é apresentada na Tabela 20.
Tabela 20 – Características da areia utilizada
Parâmetro Início da operação e 1ª manutenção
2ª e 3ª manutenções
Classificação da areia Média Grossa
Coeficiente de uniformidade (Cu) 2,27 6,67
Uniformidade característica Uniforme Parcialmente uniforme
Diâmetro efetivo (D10) 0,18 mm 0,18 mm
Porosidade (n) 57,5 % 58,6%
Segundo a NBR 13969:1997, dentre os fatores determinantes para o projeto
e operação dos filtros de areia, está a especificação do material para filtração,
recomendando para o Diâmetro efetivo (D10) uma faixa de 0,25 mm a 1,2 mm e
índice de uniformidade (Cu) inferior a 4,0. Verifica-se pela Tabela 20 que, no início da
operação e durante a 1ª troca de areia, foi utilizada areia média com tais
características sugeridas pela norma. Estes dois períodos tiveram durabilidade de 14
e 10 semanas, respectivamente, até que fosse preciso substituir a camada
colmatada. Cruz (2013), operando o mesmo filtro, realizou manutenções a cada 2
meses, em média. Porém, o filtro recebia efluente diretamente do tanque séptico e a
autora removia 0,05 m de areia a cada colmatação. Diante desta constatação, houve
um ganho de 2 a 6 semanas no tempo decorrido entre os períodos de manutenção,
que pode ser atribuído à presença do filtro anaeróbio.
Durante a segunda manutenção, foram removidos 0,10 m de areia média e
substituídos por areia grossa que, apesar de apresentar D10 igual ao da areia média,
possuía partículas muito mais variadas, com Cu de 6,67 (superior ao recomendado
pela norma) capazes de interferir na distribuição do líquido. Este terceiro período
115
teve duração de 16 semanas. A evolução do entupimento do filtro de areia também
foi acompanhada neste momento e esta representada pela Figura 45.
Figura 45 – Evolução da mancha negra desenvolvida sob a superfície do filtro até a total colmatação
A camada de cobertura, anteriormente à aplicação do afluente anaeróbio,
possuía coloração clara característica de areia virgem e pouco úmida, com grãos
visivelmente desagregados (mais facilmente escavados) que facilitavam a formação
de pequenas valas conforme a aplicação do líquido, revelando a importância de uma
melhor distribuição do afluente, principalmente, nas primeiras aplicações. No
decorrer das descargas, iniciou-se o desenvolvimento de uma mancha com
coloração escura a partir do ponto de distribuição (entorno da lajota de concreto)
(Figura 45.A), evoluindo para porções mais distantes do centro do filtro (Figura
45.B). Após 14 semanas notou-se que a infiltração já estava mais lenta, iniciando a
formação de poças (Figura 45.C). E duas semanas depois ocorreu o entupimento
total do filtro (Figura 45.D) criando uma película líquida permanente sobre a
superfície, comprometendo as trocas gasosas e a percolação do líquido.
Após 5 semanas (A) Após 9 semanas (B)
Após 14 semanas (C) Após 16 semanas (D)
116
A terceira manutenção procedeu, inicialmente, da mesma forma que a
segunda (substituição de 0,10 m de areia grossa), contudo, decorridos 3 dias, o filtro
estava novamente entupido. Optou-se, portanto, pela substituição de toda a areia.
Mas, para averiguar o perfil, foram utilizados 3 tubos de PVC (diâmetro interno de
35 mm) de 0,25 m de altura, os quais foram introduzidos em 3 pontos distintos do
filtro, sendo, posteriormente, cortados longitudinalmente, revelando a estratificação
do leito (Figura 46).
Figura 46 – Amostra do perfil do filtro de areia
As amostras revelaram uma camada de areia de coloração escura a cerca
de 0,15 m abaixo da superfície do leito na qual, havia também, acúmulo de grãos de
areia mais finos. Considerando o período decorrido desde a partida do filtro de areia
realizada durante o estudo desenvolvido por Cruz (2013), o momento da terceira
manutenção equivaleria a um ano e sete meses de operação. Isto demonstra que,
após certo tempo de uso, o carreamento de partículas mais finas do que às de
cobertura podem contribuir para a colmatação de camadas mais profundas, mesmo
realizando a raspagem e substituição da camada de areia superficial em cota
superior à recomendada pela norma de 0,02 a 0,05 m (NBR 13969:1997) quando
observado o entupimento do filtro.
Leverenz et al (2009) ressaltam que o processo de colmatação envolve
diversos fenômenos, dos quais destacam: (a) redução dos espaços porosos pelos
sólidos suspensos; (b) reabertura dos espaços porosos pela decomposição
117
bacteriana dos sólidos retidos; (c) redução dos espaços porosos pelo crescimento
bacteriano nos sólidos retidos e/ou aderidos; e (d) reabertura dos espaços porosos
pelo declínio do crescimento bacteriano durante a secagem ou falta de alimentação
(sólidos orgânicos, suspensos ou dissolvidos). Visto que o filtro de areia era coberto
por laje, não havendo incidência direta de luz solar, o período de repouso pode ter
sido insuficiente para secagem de camadas mais profundas, impedindo a reabertura
dos poros pelo decaimento bacteriano.
Após a substituição de toda a areia, o filtro operou até o término do
monitoramento, totalizando 17 semanas sem indícios de entupimento.
5.5 Decaimento de material orgânico na areia removida
Como descrito no item 4.7, imediatamente após a 3ª manutenção do filtro de
areia, cerca de ¼ do volume superficial removido do filtro foi separado e armazenado
em ambiente aberto e protegido da chuva para averiguação da quantidade de
sólidos presentes na camada colmatada.
Devido à mistura do material retirado do filtro, as amostras caracterizaram-se
por amostras compostas, as quais eram coletadas a cada 3 a 6 dias e levadas ao
laboratório para acompanhamento do decaimento de matéria orgânica pela
determinação de sólidos totais fixos (STF) e voláteis (STV). Buscou-se com esta
análise monitorar o tempo necessário de exposição da areia colmatada para que a
parcela orgânica fosse naturalmente degradada. A Tabela 21 resume os valores
médios obtidos em triplicatas durante 51 dias de monitoramento.
118
Tabela 21 - Valores de porcentagens médias e desvio padrão para Sólidos Totais Fixos (STF) e Sólidos Totais Voláteis (STV) na areia.
Dias % STF % STV
1 95,2 ± 0,59ª 5,10 ± 0,59ª
5 99,5 ± 0,16ªb 0,63 ± 0,14ab
8 99,3 ± 0,09b 0,26 ± 0,08b
12 99,9 ± 0,01b 0,32 ± 0,04b
15 99,9 ± 0,01b 0,15 ± 0,01b
19 99,9 ± 0,001b 0,29 ± 0,01b
22 99,9 ± 0,002b 0,31 ± 0,03b
28 99,9 ± 0,002b 0,18 ± 0,01b
34 99,9 ± 0,004b 0,17 ± 0,04b
37 99,9 ± 0,01b 0,17 ± 0,03b
41 99,9 ± 0,004b 0,13 ± 0,01b
47 99,9 ± 0,01b 0,20 ± 0,02b
51 99,9 ± 0,001b 0,15 ± 0,01b
Médias na vertical seguidas por letras minúsculas iguais não diferem estatisticamente entre si (Kruskal-Wallis, 5%).
A hipótese inicial era de que a degradabilidade do material orgânico
ocorreria de maneira gradual e, portanto, não foi estabelecido um prazo para o
término do acompanhamento. Porém, como apresentado pela Tabela 21, após 5
dias, cerca de 99% da massa já correspondia a material inerte, revelando diferença
significativa (Kruskal-Wallis, 5%) sobre o valor inicial após 8 dias. A partir do 12º dia
praticamente 100% do material era constituído por STF, não havendo alteração
significativa dos valores nas demais determinações. Este dado corrobora o resultado
obtido por Cruz (2013) que alcançou 100% de STF após 13 dias de exposição da
parcela de areia colmatada.
Dessa forma é possível demonstrar que a areia removida pode ser
reutilizada, desde que respeitado o tempo de secagem para degradação da
biomassa aderida e concomitante recuperação da porosidade; fortalecendo a
importância do repouso de filtros que operam em períodos intercalados e se
mostrando como uma opção para redução de custos com a manutenção do sistema.
119
5.6 Permeabilidade no filtro de areia colmatado
A determinação da capacidade de percolação do filtro quando colmatado foi
realizada através do ensaio de permeabilidade descrito no Anexo “A” (Procedimento
para estimar a capacidade de percolação do solo) da NBR 13.969:1997. Algumas
modificações pontuais foram feitas na metodologia apresentada, de maneira que
fosse possível a execução de um teste similar, diante dos equipamentos disponíveis,
mão de obra e tempo para realização dos testes.
A princípio considerou-se a possibilidade de se escavar valas para
realização do teste. Contudo, a camada de areia no filtro possuía apenas 0,40 m de
altura e a abertura de valas com 0,30 m de profundidade (como determinado pela
norma) provocou instabilidade no leito já úmido misturando o material da superfície
com o da base do filtro. Diante desta constatação, como medida alternativa, foi
utilizado um tubo de PVC com diâmetro de 0,15 m (condizente ao diâmetro do trado
determinado pela norma) para limitar as áreas testadas e conservar a estratificação
já desenvolvida. O tubo foi particionado em três unidades de 0,50 m de altura, as
quais foram posicionadas em diferentes pontos do filtro adentrando 0,30 m no leito
(Figura 47). Como o filtro ainda estava saturado (pelo recente entupimento), dispôs-
se sobre as superfícies testadas uma camada de 0,05 m de brita nº 1 e,
imediatamente após o preenchimento dos tubos com 0,15 m de água, deu-se início
ao teste.
Figura 47 - Esquema da distribuição dos tubos no filtro para o teste de percolação
120
A velocidade de percolação foi monitorada da seguinte forma: a cada 30
minutos media-se o rebaixamento do nível (tomando como base o topo da camada
de brita) em cada ponto, e em seguida preenchiam-se novamente os tubos até a
margem de 0,15 m. O procedimento foi continuamente executado até que a
diferença entre duas medidas sucessivas apresentasse valor inferior a 0,015 m. O
ensaio teve duração de 2 horas, correspondendo a quatro valores de infiltração da
coluna d’água, os quais estão agrupados na Tabela 22.
Tabela 22 – Rebaixamento da coluna d’água conforme intervalos de 30 minutos
Rebaixamento (m)
Tempo (minutos) Ponto 1 Ponto 2 Ponto 3
30 0,06 0,07 0,07
60 0,03 0,05 0,04
90 0,03 0,04 0,04
120 0,04 0,05 0,02
Para determinação da taxa de percolação foi utilizada a Equação 5
disponibilizada pela NBR 13969:1997, como segue:
Onde,
Pt =Taxa de percolação do solo (min/m);
Tleituras = Intervalo temporal entre as leituras de nível (min);
ΔHfinal = Rebaixamento da última determinação (m).
As taxas de percolação foram iguais a 750, 600 e 1500 min.m-1, para os
Pontos 1, 2 e 3, respectivamente; resultando em um valor médio de 950 min.m-1.
Considerando este valor médio e convertendo-o em m.s-1, obteve-se um coeficiente
de permeabilidade (K) igual a 1,75 x 10-5 m.s-1, correspondendo a condições de
drenagem ruins, características de areia muito finas, silte e areias siltosas, ao passo
que areias limpas apresentam intervalos de valores para K de 10-4 a 10-2
(WHITLOW, 1995). Neste sentido, seria preciso implantar intervalos superiores a
1,5 horas entre cada alimentação para que o líquido infiltrasse pela camada de
Equação 5
121
0,10 m de areia colmatada (equivalente a parcela removida), ou superiores a 6 horas
para toda coluna (0,40 m), caso esta apresentasse o mesmo K que a parcela
superficial.
5.7 Reúso na construção civil
Para fins de comparação à Norma Técnica NBR 15900:2009 foram
realizadas análises para determinação da concentração de cloreto, sulfato, ferro,
chumbo e zinco presentes no efluente do filtro de areia durante a fase final do
monitoramento do sistema. A Tabela 23 apresenta o valor médio de duplicatas para
estes parâmetros e as concentrações máximas obtidas para fosfato, nitrato,
alcalinidade, sólidos totais (ST) e sólidos suspensos totais (SST) até abril de 2014.
Tabela 23 - Características físico-químicas do efluente final e requisitos para amassamento de concreto segundo a NBR 15900:2009
Descrição Teor máximo
(NBR 15900:2009)
Concentração máxima
Até abril de 2014
Fosfato 100 mgL-1 17 mgL-1
Nitrato 500 mgNO3-L-1 150 mgNO3
- L-1
Cloreto
500 mgCl- L-1 para concreto protendido ou graute
1000 mgCl- L-1 para concreto armado
4500 mgCl- L-1 para concreto simples (s/ armadura)
113 mgCl- L-1
Sulfato 2000 mgSO4-2 L-1 50 mgSO4
-2L-1
Alcalinidade 1500 mgL-1 Parcial: 374 mgCaCO3 L
-1
Total: 463 mgCaCO3 L-1
Material Sólido 50000 mgL-1 SST: 70 mgL-1
ST: 840 mgL-1
Ferro Não especificado pela norma 0,33 mgL-1
Chumbo e Zinco
100 mgL-1 Traços (< 0,1 mgL-1)
122
Observa-se pela Tabela 23 que a concentração de cloreto e sulfato é bem
inferior ao teor máximo permitido, indicando baixo risco de ataque químico ao
concreto. Da mesma forma, os parâmetros fosfato, nitrato, chumbo e zinco,
considerados fatores de contaminação prejudicial e passíveis de alteração do tempo
de pega e resistência do concreto, apresentam concentração muito inferior aos
teores máximos, principalmente zinco e chumbo, em que foram detectados apenas
traços.
O parâmetro ferro foi verificado apenas por uma questão estética, devido ao
fornecimento de cor e turbidez quando suas formas iônicas são oxidadas. Contudo,
sua concentração foi baixa (0,33 mgL-1), próxima à verificada em corpos d’água
Classe I (0,3 mgL-1) (CONAMA 357, 2005).
Visto que os parâmetros analisados estão em conformidade às exigências
da norma técnica para água destinada ao amassamento de concreto, a viabilidade
do reúso do efluente tratado poderá ser confirmada através dos testes físicos para
tempo de pega e resistência à compressão, os quais estão previstos em um estudo
posterior.
5.8 Considerações Finais
A partir das observações realizadas durante a instalação do sistema, dos
dados obtidos durante sua operacionalização e das manutenções requeridas, são
apresentadas neste item considerações relevantes ao planejamento e operação
para projetos em escala real.
O sistema de tratamento poderá ser construído em alvenaria ou por
unidades pré-moldadas em materiais resistentes (como estruturas em fibra de vidro
ou mantas geotexteis). Deve-se atentar à presença de pequenas fissuras e testar a
estanqueidade de cada unidade para se evitar vazamentos durante a operação.
Neste ponto, também é importante a avaliação da estabilidade do solo, pois,
movimentações poderão provocar trincas e/ou deslocamento dos tubos conectores.
Para facilitar o transporte do líquido e independência de bombas de
recalque, sugere-se que o sistema seja implantado em uma área mais baixa às
123
edificações presentes na propriedade (respeitando-se as distâncias mínimas
recomendadas pela NBR 7229:1993). Para uma família de padrão médio composta
por cinco pessoas, a área necessária para construção de um sistema semelhante ao
estudado (unidades cilíndricas espaçadas 0,30 m e presença de uma caixa sifonada
anterior ao filtro de areia) seria de 7,8 m² (5,2 m de comprimento x 1,5 m de largura).
Em pequenas comunidades é comum encontrar porções aladeiradas no terreno e,
por serem pouco utilizadas pelos moradores, estas áreas poderiam servir para
implementação do sistema de tratamento. Se em terreno plano, será necessário
escavar valas ou construir estruturas rígidas tomando o devido cuidado com o
desnível entre as unidades (sugere-se ao menos 2% de declividade) para viabilizar a
passagem do líquido pela ação da gravidade. Contudo, em ambos os casos, deve-
se atentar para a acessibilidade até a área escolhida, tanto para entrega dos
materiais necessários para construção do sistema quanto para manutenção do
mesmo (p. ex. acesso de caminhões limpa fossa). Outro ponto que merece atenção
é a instalação de caixas de gordura juntamente à tubulação de águas cinza
provenientes das cozinhas. Este item contribui retendo boa parte dos resíduos
gordurosos e evita incrustações nos tubos coletores, mas requer inspeções
periódicas para remoção do material retido para um bom funcionamento.
Não há necessidade de isolamento da área (grande distanciamento das
residências) devido à preocupação com a geração de odores. Uma vez que as
unidades de tratamento permaneçam devidamente vedadas, não há eliminação de
gases odoríferos para o ambiente em quantidade suficiente para provocar incômodo
à população do entorno. O sistema poderá permanecer predominantemente
enterrado desde que as tampas/lajes de cobertura sejam facilmente encontradas
para inspeção e manutenção.
Se forem instaladas caixas de inspeção ou, como no caso deste estudo,
caixas sifonadas, é importante deixá-las protegidas por telas mosqueteiras para
evitar a entrada insetos, lagartixas e proliferação de moscas. O que também é válido
para tanques de armazenamento.
Com relação ao filtro anaeróbio, o material de recheio, como as cascas de
coco verde, é facilmente encontrado em áreas comerciais onde existam lanchonetes
e restaurantes. A aquisição das cascas não gera custos pois são caracterizadas
como resíduo sólido de pouco reaproveitamento, fadadas ao descarte comum.
124
O filtro de areia poderá ser constituído por uma unidade de superfície
exposta ao ambiente (mas protegida da chuva). Por ser uma unidade aeróbia, se faz
necessário um modo de alimentação intermitente para oxigenação do leito. Esta
intermitência poderá ser implantada pela presença de uma caixa sifonada ou de uma
bomba com temporizador, as quais garantem um período de repouso entre cada
aplicação. Filtros de areia requerem, normalmente, maior periodicidade de
manutenção do que outras unidades (como tanque séptico e filtro anaeróbio) para
remoção da parcela colmatada. Logo, é importante salientar que quanto mais
profunda estiver a superfície do leito em relação ao nível do solo, maior será a
dificuldade em substituir a areia antiga por material novo. Ainda no tocante à
manutenção do filtro de areia, para que a operação não seja interrompida por muito
tempo, é plausível adquirir areia para reposição com antecedência, e de preferência,
com as mesmas características da que vinha sendo utilizada. Deve-se considerar,
também, a reutilização da areia removida, reservando uma área para secagem e
posterior estocagem.
A qualidade do efluente final deverá ser observada conforme o destino
pretendido. Mas, para a prevenção de contaminação por doenças de transmissão
feco-oral é possível promover a desinfecção no próprio tanque de armazenamento
pela aplicação de cloro nas devidas proporções em função do volume de efluente
tratado reservado.
De acordo com a área requerida, a combinação de unidades de tratamento
apresentada mostra-se viável para atendimento de famílias em comunidades
isoladas, caracterizadas por chácaras, sítios, condomínios residenciais ou
comunidades ribeirinhas. Nessas localidades, apesar de apresentarem diferentes
configurações e usos do solo, normalmente, há de espaço suficiente nos lotes para
construção de sistemas individuais ou coletivos.
125
6. CONCLUSÕES
A implantação de um sistema simplificado constituído por tanque
séptico, filtro anaeróbio e filtro de areia é viável para o tratamento de esgoto
doméstico de uma pequena comunidade, não requerendo mão de obra
especializada para construção e operação;
As cascas de coco verde (Cocos nucifera) se mostraram satisfatórias
como material de recheio do filtro anaeróbio, não interferindo no pH em uma faixa
adequada às bactérias fermentativas e metanogênicas, sem acúmulo de AOV,
sendo responsável pela remoção de, em média, 50% e 71% de DBO e DQO, de até
87% de SST e de 80% da turbidez afluente;
A presença do filtro de areia como unidade aeróbia foi providencial
para produzir um efluente final adequado ao lançamento em corpos hídricos quanto
aos parâmetros pH, condutividade, turbidez, OD, SST, DQO e DBO. Já as
concentrações de nitrogênio e fósforo estiveram, na maioria das análises, acima do
limite máximo permitido pelas legislações para reúso na agricultura e lançamento;
As concentrações finais de coliformes totais e de E. coli foram
reduzidas em 1 log e 2 log, respectivamente, aproximando a qualidade do líquido à
verificada em corpos d’água Classe 3, segundo a concentração estabelecida pela
legislação brasileira (CONAMA nº 357, 2005) para esses parâmetros biológicos.
O resultado para o teste de presença/ausência de ovos de helminto
nos lodos do tanque séptico e do filtro anaeróbio foi negativo, revelando a provável
inexistência de indivíduos infectados usuários dos sanitários durante o período
estudado;
Os intervalos entre a manutenção do filtro de areia utilizando areia
média foram de 10 a 14 semanas. Após a substituição por areia grossa, houve um
ganho de 2 a 3 semanas até o entupimento da camada superficial;
A parcela de material orgânico presente na areia colmatada removida
do filtro é rapidamente degradada quando exposta ao ambiente, levando 12 dias
para predomínio (~100%) de STF, permitindo posterior reúso;
A qualidade do efluente final está de acordo aos limites estabelecidos
pela norma técnica nacional (NBR 15900:2009) para água de reúso para
amassamento de concreto. Também apresentou índices favoráveis ao uso na
126
agricultura para disposição no solo (com exceção apenas dos compostos
nitrogenados), necessitando desinfecção para contato direto.
127
7. RECOMENDAÇÕES
Estudar diferentes possibilidades de aplicação do efluente sobre o filtro
de areia para melhor distribuição;
Avaliar a eficiência do filtro de areia quando em superfície exposta
(protegida da chuva);
Avaliar o reúso da areia colmatada após secagem, comparando-se o
tempo entre as manutenções ao da areia nova e eficiência obtida nos dois casos;
Realizar testes físicos (como tempo de pega e resistência à
compressão) para avaliação do reúso do efluente tratado em diferentes proporções
no amassamento de concreto para fabricação de pisos;
Analisar o custo-benefício do projeto diante da economia de água
disponível para reúso na produção de pisos.
Incluir nos projetos em escala real a etapa de comunicação e
informação destinada às pessoas envolvidas (proprietários, funcionários, moradores,
etc.) para auxiliar na gestão do sistema de tratamento quanto à aplicabilidade do
mesmo e cuidados de manuseio do efluente tratado.
128
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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Curva Granulométrica