domingo, 30 de outubro de 2011

AGUAPÉ sistema integrado tratamento efluentes


Aguapé: tratamento de efluentes e biomassa
1 julho, 2007 • Arquivado em plantas e cultivos, tratamento de esgoto, água

USO DO AGUAPÉ: UM SISTEMA INTEGRADO PARA O TRATAMENTO
DE EFLUENTES E APROVEITAMENTO DA BIOMASSA
É muito comum ouvir que aquele corpo d’água de coloração escura e cheirando mal, era um rio ou uma lagoa de águas claras onde se pescava e se tomava banho. Na tentativa de reverter esse quadro, Carmem Lúcia R Roquette oquette P Pinto into e um grupo de pesquisadores do INT (Instituto Nacional de Tecnologia) estudaram o emprego do aguapé na despoluição de rios e lagoas, e obtiveram um resultado bem interessante, aqui resumido.
Um dos principais trabalhos de Carmem Lúcia é o Projeto Integrado de Desenvolvimento Sustentado para Propriedades Rurais, que transformou uma pequena propriedade do Colégio Agrícola Nilo Peçanha (CANP), no município de Pinheiral, estado do Rio de Janeiro, em modelo de sustentabilidade e uso racional de recursos.
Nesta fazenda modelo o trabalho se iniciou pela suinocultura, que está localizada junto a um sistema de tratamento de efluentes onde caem os excrementos dos porcos. Neste sistema, os aguapés (Eichhornia crassipes) são responsáveis pela filtragem dos nutrientes. Estas plantas se reproduzem com exuberância, porém a preocupação
com sua rápida proliferação e grande resistência pode ser superada com o controle de sua área disponível através da instalação de cercas. Mantendo-se uma densidade de até 70 plantas por metro quadrado, evita-se que o aguapé se torne uma praga. O excesso é retirado e transportado para um galpão, onde é feita a secagem solar do aguapé.
Posteriormente, as plantas são processadas, resultando em produtos comercializáveis como adubo a ser usado na horta, no pomar e no minhocário, além de ração utilizada para a criação de bovinos, suínos e aves. O Projeto ainda prevê o tratamento dos efluentes da pecuária, avicultura e residência, que serão captados juntos, em um sistema de tanques vegetados que realizam a filtragem das partículas em suspensão, reduzindo os parâmetros de poluição orgânica abaixo dos níveis exigidos pelos órgãos ambientais. Dessa forma a água retornará limpa ao mesmo corpo hídrico de origem, neste caso o Rio Paraíba do Sul.

O aguapé ( Eichhornia crassipes) é uma planta aquática flutuante, nativa da América do Sul, com ampla distribuição nas regiões tropicais e sub-tropicais. Prolifera-se abundantemente durante todo o ano e sua biomassa aumenta rapidamente a uma velocidade de 1 tonelada por hectare/dia. Extrai os nutrientes necessários para sua sobrevivência e despolui os corpos d’água, filtrando o material particulado através de suas raízes, além de absorver metais pesados como prata, chumbo, mercúrio, cádmio e outros. Também promove a oxigenação do corpo hídrico, que é feita tanto pela parte aérea quanto pela ação bioquímica das bactérias que compõem o complexo ecossistema das raízes.Até a década de 1940, a planta era vista somente como uma praga. Suas propriedades começaram a ser descobertas por pesquisadores da NASA que pretendiam encontrar uma forma de liberar seus canais fluviais, então tomados de aguapé, para o transporte de equipamentos. A partir daí pôde-se observar que possui propriedades de grande interesse e, se bem manejada, torna-se uma importante aliada.
O uso do aguapé para tratar esgoto e corpos d’água poluídos tem as seguintes vantagens:
•             Tem custo inferior ao sistema tradicional.
•             Remove simultaneamente substâncias tóxicas e metais pesados.
•             Possibilita a assimilação de algumas substâncias poluentes para reciclagem pela
própria indústria.
Uma maquete detalhada do projeto encontra-se em exposição permanente na Recicloteca.
Segundo a pesquisadora Carmem Lúcia, a planta também poderá ser usada na geração de energia: por queima direta em fornos para a secagem de grãos e para geração de biogás. Contudo, é preciso ressaltar que antes de processar o aguapé é necessário examinar as substâncias existentes na planta e na água onde ela se encontra. Isso porque, além de extrair os nutrientes das águas poluídas, o aguapé ainda absorve e concentra em seus tecidos rejeitos industriais, tais como metais pesados. Tal característica é de grande interesse, pois se mostra como uma alternativa eficiente para
tratamento de efluentes industriais.
Os métodos atualmente utilizados para a despoluição desses efluentes envolvem procedimentos dispendiosos e freqüentemente ineficazes, não alcançando os níveis mínimos de concentração de determinados materiais. Já o tratamento pelo aguapé é mais simples e apresenta vantagens econômicas. Além disso, torna possível a recuperação dos materiais concentrados na planta para serem reaproveitados pela própria indústria. Estudos realizados por Carmem Lúcia e sua equipe comprovaram a capacidade de recuperação da prata pelo tratamento do aguapé. Após o cultivo da planta em uma solução contendo 40 mg do material por litro de água, ela foi desidratada e levada às cinzas; em seguida a matéria orgânica foi calcinada, precipitando-se a prata sob forma metálica. O resultado foi a recuperação de 70% da prata com 98% de pureza.
Diante do quadro atual de poluição de corpos hídricos, escassez de água e demais problemas de saneamento, a pesquisa apresentada acima traz uma solução não só adequada, por suas características de custo (é uma alternativa 80% mais econômica que as técnicas convencionais), praticidade, eficiência e sustentabilidade, mas também necessária diante da missão de garantir a todos o acesso à água com sua total capacidade de uso.
EXPERIÊNCIAS BEM SUCEDIDAS Apesar dos inúmeros benefícios proporcionados pelo tratamento dos corpos hídricos através do aguapé, esta tecnologia ainda é pouco utilizada no Brasil. Veja abaixo alguns exemplos de sucesso do sistema.
• No município de Alfenas, Minas Gerais, através da UNIFENAS: na
despoluição de efluentes domésticos em áreas carentes.
• No bairro de Guadalupe, zona norte do município do Rio de Janeiro: no tratamento de uma vala negra com aproveitamento da planta para adubo da horta e criação de peixes.
• No município de Niterói, Rio de Janeiro, através da Secretaria de Meio Ambiente: na despoluição do córrego Jacaré, que deságua na Lagoa de Piratininga.
• No distrito de Lumiar - Nova Friburgo, Rio de Janeiro: no projeto de despoluição de um lago de criação de carpas, com aproveitamento do aguapé para alimentação de porcos.
• No município de Teresópolis, Rio de Janeiro: no mapeamento dos poluentes do Rio Paquequér, em parceria com a UERJ.
CARMEM LÚCIA ROQUETE PINTO
A especialista em tecnologia Ambiental Carmem Lúcia Roquette Pinto é pioneira na utilização de plantas aquáticas para limpeza de águas poluídas e aproveitamento da biomassa dessas plantas para obtenção de produtos de valor comercial, o que a levou ao desenvolvimento de projetos integrados de sustentabilidade. Tais projetos têm como foco a geração de emprego e renda.
Na década de 80 a pesquisadora atuou como coordenadora do Núcleo de Tecnologia Ambiental (NUTA) do Instituto Nacional de Tecnologia, órgão do Ministério da Ciência e Tecnologia.
Atualmente Carmem Lúcia trabalha como consultora em projetos na área sócio-ambiental.
A suinocultura é, sem dúvida, uma atividade importante do ponto de vista social, econômico e, especialmente, como instrumento de fixação do homem ao campo. No entanto, sua exploração é considerada pelos órgãos de controle ambiental, como uma "atividade potencialmente causadora de degradação ambiental", sendo enquadrada como de grande potencial poluidor.
Os produtores, de uma forma geral, preferem os "adubos químicos", face a menor necessidade de investimentos e maior facilidade de manejo quando comparado ao orgânico. Além disso, no caso dos dejetos, o grande volume produzido na granja, o relevo acidentado e a reduzida área para lavouras, dificultam o seu aproveitamento como adubo. Por outro lado, os investimentos para viabilizar a sua utilização, a exemplo de tratores e tanques distribuidores, geralmente estão muito acima da capacidade de endividamento dos pequenos e médios criadores, levando-os ao despejo contínuo na natureza.
O lançamento indiscriminado de dejetos não tratados em rios, lagos e no solo, no entanto, podem provocar doenças (verminoses, alergias, hepatites, hipertensão, câncer de estômago e esôfago). Além disso trazem desconforto à população (proliferação de moscas, borrachudos, maus cheiros) e, ainda, a degradação do meio ambiente (morte de peixes e animais, toxicidade em plantas e eutrofização dos recursos de água). Constitui-se, dessa forma, um risco para a sustentabilidade e expansão da suinocultura como atividade econômica.
Com o aprofundamento das reflexões em torno do meio ambiente, os consumidores começam a dar preferência por bens e produtos criados em ambientes corretos. Os agentes financeiros não querem e não se sensibilizam mais com empreendimentos ambientalmente incorretos e a própria sociedade vem exigindo ações específicas dos órgãos competentes para a adoção de medidas de tratamento dos dejetos e punição aos suinocultores infratores. Portanto, deve-se buscar opções para ajustar os criadores rapidamente a essas normas emergentes, onde os rótulos ecológicos e o impacto ambiental ocupam lugar de destaque.
O desafio
De acordo com o pesquisador Carlos Perdomo, da EMBRAPA-Suínos e Aves, de Concórdia-SC, "as quantidades de dejetos podem ser reduzidas através de uma diminuição do desperdício de água (bebedouros, água de limpeza) nas criações". Mas ele alerta que "sem mecanismos adequados de tratamento, armazenagem, transporte e distribuição eficiente, não há como materializar as vantagens propagadas do uso agronômico das dejeções animais para a melhoria das condições biológicas, física e químicas do solo". Perdomo enfatizou a importância de os produtores terem consciência da sua responsabilidade e adotarem estratégias de utilização (maximizar o uso agrícola) e tratamento dos dejetos (reduzir a taxa de coliformes para 1% e não conferir aos cursos de água características em desacordo com os critérios e padrões de qualidade das águas especificadas pela legislação em vigor) em níveis compatíveis com a sua realidade econômica.
Um sistema combinado
Um dos problemas para a viabilização da adubação orgânica é a alta diluição dos dejetos suínos na água. É necessário reduzir o volume a ser destinado à lavoura (visando diminuir os custos de armazenagem, transporte e distribuição) e aumentar a concentração de nutrientes por unidade de volume. No entanto, em termos de poluição, ainda são considerados muito concentrados, o que encarece os processos de tratamentos posteriores. Nessas condições - explica o pesquisador - , sugere-se introduzir uma etapa preliminar (separação de fases) para agregar maior valor agronômico e adequar os dejetos aos processos de tratamento).
O sistema proposto foi desenvolvido pela EMBRAPA Suínos e Aves e pela Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, para atender uma granja com cerca de 40 matrizes em ciclo completo (cerca de 3 metros cúbicos de dejeções líquidas por dia e com 19 419 mg/l de sólidos totais, 2 337 mg/l de nitrogênio, 660 mg/l de fósforo, 900 mg/l de potássio e 13 500 mg/l de DBO5 e taxa de coliformes fecais de 5,08 x 108). Segundo Perdomo, esse sistema consiste no uso combinado de decantador, lagoas anaeróbias, facultativas e de aguapé e apresenta grande eficiência, baixo custo de investimento e fácil operacionalidade. O custo de cada unidade, computando-se todo o serviço de limpeza do terreno, movimentação de terra, compactação, impermeabilização e mão-de-obra é de R$125,00 por m2 de decantador e R$13,00 por m3 de lagoa. Ou seja, um total de R$5.500,00 (R$141,00/matriz instalada), computando-se todos os custos do projeto.
Separador de fases
A escolha de um decantador de palhetas para realizar a separação das fases sólida e líquida dos dejetos deve-se a sua boa eficiência, baixo custo e fácil operacionalidade. Sua função é importante, não só para redução do volume, remoção da carga orgânica e de nutrientes, diminuição do mau cheiro mas, também, para evitar o assoreamento das lagoas. A parte sólida (lodo) representa 15% do volume total de dejetos e será destinada ao uso como fertilizante.
O decantador retira dos dejetos brutos cerca 48% dos sólidos totais, 40% da carga orgânica (DBO5), 16% do nitrogênio e 39% do fósforo total, mantendo a mesma concentração de potássio e uma eficiência de remoção de coliformes fecais de 27%. O volume de lodo produzido é de 0,45 m3/dia. Isso significa que a carga orgânica e de nutrientes que sai do decantador ainda continua elevada (8 029 mg/l de DBO5, 10 006 mg/l de sólidos totais, 1 954 mg/l de nitrogênio e 402 mg/l de fósforo total) e precisa de tratamento.
A concentração média de NPK por m3 de lodo é de 4,98 Kg de fósforo, 1,1 de potássio e 3,2 de nitrogênio, ou seja, 9,2 Kg de N-P2O5-K2O por m3 de lodo. Isso representa um aumento de concentração de nutrientes 30% superior ao dos dejetos brutos.
Para um rebanho de 40 matrizes em ciclo completo, a quantidade anual de NPK existente no lodo representa 31 sacos (50 Kg) de adubo químico (16 de superfosfato triplo, 4 de cloreto de potássio e 11 de uréia). Utilizando um tanque distribuidor de 4 000 l, seriam necessárias 41 viagens à lavoura com 37 Kg de N-P2O5-K2O por tanque . Mas com dejetos brutos, seriam 274 viagens carregando 26 Kg de N-P2O5-K2O por tanque. O depósito para armazenar o lodo, deve ser dimensionado de acordo com a necessidade de cada produtor.
Lagoas anaeróbias
A principal função das lagoas anaeróbias é reduzir a carga orgânica e facilitar os tratamentos subsequentes. Sua vantagem é a de exigir menor área superficial, mas exige uma profundidade adequada para obter boa eficiência.
Lagoa anaeróbia 1: com base na vazão diária dejetos (3 m3) e num tempo de detenção hidráulico de 35 dias, estimou-se ser necessário uma lagoa com volume de 106 m3.
A lagoa anaeróbia 1 remove dos dejetos oriundos do decantador, cerca de 51% dos sólidos totais, 80% da carga orgânica (DBO5), 28% do nitrogênio e 70% do fósforo total e 97,7% de coliformes fecais. A carga orgânica e de nutrientes que sai da lagoa, ainda que atenda às exigências da legislação ambiental de Santa Catarina, continua elevada (1 541 mg/l de DBO5, 4.888 mg/l de sólidos totais, 1.411 mg/l de nitrogênio e 120 mg/l de fósforo total) e precisa de tratamento. Sugere-se uma segunda lagoa anaeróbia, uma vez que a carga orgânica ainda é elevada.
A eficiência combinada do decantador e da primeira lagoa anaeróbia é de remoção de 75% dos sólidos totais, 89% da carga orgânica (DBO5), 40% de nitrogênio e 82% do fósforo total.
Lagoa anaeróbia 2 : com base na vazão diária de dejetos (3 m3) e num tempo de detenção hidráulico de 46 dias, estimou-se ser necessário uma lagoa com volume de 137 m3 .
A lagoa anaeróbia 2 remove dos dejetos oriundos da primeira lagoa, cerca de 27% dos sólidos totais, 64% da carga orgânica (DBO5), 29% do nitrogênio e 44% do fósforo total e 97,5% de coliformes fecais. A carga orgânica e de nutrientes que sai da lagoa, ainda que atenda às exigências da legislação ambiental de Santa Catarina (em termos de remoção percentual), continua elevada (674 mg/l de DBO5, 3 436 mg/l de sólidos totais, 982 mg/l de nitrogênio e 60 mg/l de fósforo total) e precisa ainda de tratamento. Como a carga orgânica é mais leve, sugere-se uma lagoa facultativa.
A eficiência combinada do decantador e das duas lagoas anaeróbias é de remoção de 82% dos sólidos totais, 95% da carga orgânica (DBO5), 58% de nitrogênio e 91% do fósforo total.
Lagoa facultativa
As lagoas facultativas são indicadas para águas residuárias brutas que já tenham recebido algum tratamento anterior. Com base na vazão diária de dejetos (3 m3) e num tempo de detenção hidráulico de 24 dias, estimou-se ser necessário uma lagoa com volume de 73 m3.
Efluente líquido: a lagoa facultativa remove dos dejetos oriundos da lagoa anaeróbia 2, cerca de 42% dos sólidos totais, 42% da carga orgânica (DBO5), 57% do nitrogênio e 29% do fósforo total e 97,3% de coliformes fecais. A carga orgânica e de nutrientes que sai da lagoa, ainda que atenda às exigências da legislação ambiental de Santa Catarina, continua elevada (442 mg/l de DBO5, 2 097 mg/l de sólidos totais, 446 mg/l de nitrogênio e 44 mg/l de fósforo total) e precisa ainda de tratamento. Sugere-se uma lagoa de aguapé para a depuração final.
A eficiência combinada do decantador, das duas lagoas anaeróbias e da facultativa é de remoção de 89% dos sólidos totais, 97% da carga orgânica (DBO5), 81% de nitrogênio e 93% do fósforo total.
Lagoa de aguapé
As lagoas com aguapé constituem uma excelente alternativa de tratamento terciário para a remoção de nitrogênio e de dejetos, dada a sua grande capacidade de produção de biomassa e da ramificação de suas raízes.
Com base na vazão diária de dejetos (3 m3) e num tempo de detenção hidráulico de 20 dias, estimou-se ser necessário uma lagoa com volume de 58 m3.
Resultados obtidos em ensaio piloto, permitem estimar que a lagoa de aguapé remove dos dejetos oriundos da lagoa facultativa cerca de 45% da carga orgânica (DBO5), 31% do nitrogênio e 37% do fósforo total nas condições de inverno (crítica).
A eficiência combinada do decantador, lagoas anaeróbias e aguapé é de remoção de 98% dos sólidos totais, 99% da carga orgânica (DBO5), 94% de nitrogênio e 98% do fósforo total e 99,999% de coliformes fecais
Para Perdomo, esse sistema poderá atender às exigências da legislação dos órgãos de controle e fiscalização ambiental, no que tange a redução da carga poluente (DBO5), nutrientes, coliformes fecais e de emissão de um efluente que não altere as condições do meio receptor.
O pesquisador ainda chamou atenção para o fato de que esse sistema poderá ser aplicado a qualquer tamanho de rebanho, desde que devidamente adequado, dimensionado, à situação específica. Para isso, o produtor deverá procurar um técnico da área que desenvolva o seu projeto individual de utilização e tratamento de dejetos.
Contatos:
Setembro de 1997
SISTEMA DE UTILIZAÇÃO E TRATAMENTO DE DEJETOS SUÍNOS
Tânia Maria Giacomelli Scolari
 Jornalista da EMBRAPA-Suínos e Aves



Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 1
MÓDULO 2
ABORDAGENS CONVENCIONAIS E INOVADORAS PARA A GESTÃO DE EFLUENTES LÍQUIDOS MUNICIPAIS
Este módulo constitui a parte principal do curso. Sendo assim, serão apresentadas aos participantes soluções tecnológicas convencionais e inovadoras e também opções de financiamento, além de uma avaliação das possibilidades e limitações das várias alternativas, o que servirá de base para o desenvolvimento de novas abordagens na gestão de efluentes líquidos em cada município. Além
disso, será solicitado o desenvolvimento de abordagens alternativas para lidar com os principais
problemas causados pelos efluentes líquidos sob sua responsabilidade. Essas abordagens serão
apresentadas e discutidas durante o curso.
Ao término deste módulo os participantes serão capazes de:
1. reconhecer a evolução das abordagens que norteiam os serviços de tratamento de efluentes
(tecnológica e financeira);
2. adaptar-se a uma visão de financiamento orientada ao consumidor;
3. classificar várias alternativas para lidar com os problemas de efluentes líquidos;
4. descrever as vantagens e desvantagens em uma situação específica.
Este módulo tem dois blocos principais, tecnológico e financeiro, sendo dividido nas seguintes
partes:
I. Abordagens convencionais e tecnologias alternativas
II. Perspectivas: a abordagem estratégica de três (3) passos
III. Abordagem financeira para gestão de efluentes líquidos municipais
IV. Gestão de recursos hídricos na cidade do amanhã
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 2
MÓDULO 2
ABORDAGENS CONVENCIONAIS E
INOVADORAS PARA GESTÃO DE EFLUENTES
LÍQUIDOS MUNICIPAIS
I. Abordagens Convencionais e Tecnologias Alternativas ........................................... 3
1. Abordagens convencionais............................................................................................. 3
2. Dificuldades das abordagens convencionais.............................................. 5
3. A necessidade de abordagens alternativas ............................................... 7
II. Perspectivas: a abordagem estratégica de três (3) passos ................................. 20
1. Prevenção da poluição ou minimização dos resíduos ............................... 22
2. Tratamento para re-uso .................................................................. 23
3. Disposição e estimulação da autopurificação natural ................................ 24
III. Abordagem Financeira para a Gestão de Efluentes Líquidos Municipais ...... 26
1. Recuperação de Custos ............................................................................. 29
2. Custo dos Serviços de Coleta e Tratamento dos Efluentes Líquidos.......... 30
3. Envolvimento do Setor Privado ................................................................... 37
IV. Gestão de Recursos Hídricos na Cidade do Amanhã ........................................ 38
Referências.................................................................................................................... 43
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 3
MÓDULO 2
ABORDAGENS CONVENCIONAIS E
INOVADORAS PARA GESTÃO DE EFLUENTES
LÍQUIDOS MUNICIPAIS
I. Abordagens Convencionais e Tecnologias
Alternativas
1. Abordagens convencionais
A coleta e disposição de resíduos e efluentes líquidos são essenciais para o controle da transmissão de doenças e para a prevenção da degradação ambiental, inclusive da água subterrânea e águas de superfície. O padrão “ocidental” de suprimento de água inclui água encanada de alta qualidade com conexões múltiplas por casa.
􀀩 Esse conceito resulta em alto consumo de água e produz grandes volumes de efluentes líquidos diluídos, que precisam ser coletados por um sistema de esgoto extenso e tratados em modernas estações centralizadas de tratamento.
As principais características de infra-estrutura de água no mundo
industrializado são listadas na tabela 4. A tendência é desenvolver e
melhorar cada vez mais os sistemas convencionais, o que requer mão
de obra altamente qualificada, altos financiamentos e condições
socioeconômicas estáveis em relação ao financiamento e suprimento
de materiais químicos, etc. Embora essa abordagem convencional seja
padrão nos países industrializados, sua aplicação como solução para
países em desenvolvimento não é realista.
Países industrializados
O desenvolvimento do conceito “ocidental” de saneamento básico
originou-se no século XIX, com o objetivo principal de prevenir
doenças originadas pela água não tratada. Esse desenvolvimento foi
percebido através da seleção de fontes de água limpa, do tratamento
da água e da construção de sistemas de distribuição efetivos para uma
ampla variedade de usos domésticos. Como uma das conseqüências,
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 4
grandes volumes de água potável são usados para o transporte de
resíduos humanos. Desde a introdução em larga escala da
centralização do suprimento de água e da infra-estrutura do sistema de
esgotos (Figura 15), cidades de países com produto nacional bruto
elevado (PNB) tem estado livres de doenças introduzidas pela água.
Figura 15 - Planta moderna de tratamento de efluentes líquidos.
􀀩 Apesar do sucesso evidente, o atual conceito de gestão
da água urbana precisa ser reconsiderado do ponto de
vista da sustentabilidade.
Tabela 4 - Principais características e desvantagens da infra-estrutura da água no mundo
industrializado (Fonte: Lier e Lettinga 1999; Varis e Somlyody 1997).
Característica Desvantagens
Suprimento deágua
Necessidade de alta cobertura, segurança como principal preocupação, faz parte do padrão de vida, há vontade de pagar, sistemas herdados de décadas passadas: nenhuma separação (água de alta qualidade é usada para todas as finalidades), flexibilidade limitada, infra-estrutura é dada, uma
mudança levaria de 15-20 anos (período de reconstrução).
Sistema de esgoto O conceito originou-se no século XIX; saneamento básico e doenças transmitidas pela água
infectada foram a força motriz inicial; planejamento e tempo de vida longos - planejamento
dificultado pelas incertezas de estimar os fluxos futuros; muito caro, é norteado pelo investimento e
pela disponibilidade financeira; funciona no transporte de poluentes líquidos, efluentes líquidos
originalmente domésticos; efluentes industriais em uma fase posterior; água da chuva; relacionado
com a construção de estradas; exige um consumo de água encanada relativamente alto para
prevenir entupimento do esgoto, resultando em grandes volumes de água contaminada; alta
dependência do suprimento de energia para as estações de bombeamento.
Tratamento Domina o sistema de plantas centrais; maior parte de lodo ativado e suas versões avançadas;
sofisticação operacional crescente; gestão do lodo; alta dependência do suprimento de energia e de
substâncias químicas; operação e gestão necessitam pessoal qualificado.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 5
Países em desenvolvimento
Nos países em desenvolvimento, até o presente, quase não há infraestrutura
para o tratamento efetivo do esgoto. Sistemas municipais de
canalização do esgoto e a cobertura do sistema de tratamento dos
efluentes líquidos domésticos e industriais são inadequados na maior
parte dos casos. Quando há uma rede de esgoto municipal, a cobertura
normalmente é incompleta e o nível de tratamento insuficiente. Até
mesmo quando existem instalações de tratamento, sua manutenção é
deficiente e a operação freqüentemente resulta na falha dos processos
de tratamento, causando poluição das águas que recebem os efluentes.
O risco de doenças causadas por essas águas pode aumentar nos países
em desenvolvimento como conseqüência da introdução de sistemas de
esgotos convencionais, que normalmente não são acompanhados pelo
tratamento adequado.
2. Dificuldades das abordagens convencionais
Disponibilidade e qualidade da água
Os planos nacionais das nações em desenvolvimento tratam de
aumentar a cobertura do suprimento de água potável para a população.
Agências de financiamento e bancos de desenvolvimento, obviamente,
estimulam essa iniciativa e fornecem apoio (crédito) para alcançar
essa meta. Porém, informações atuais sobre os recursos hídricos
indicam muitas regiões em que tal nível de serviço não pode ser
sustentado, simplesmente por causa da falta de água na quantidade e
qualidade adequada. Além disso, pode-se questionar os usos
industriais e domésticos da água, purificada para atingir padrões de
potabilidade, que não seja o de beber. Em 1958, o Conselho
Econômico e Social das Nações Unidas declarou que “nenhuma água
de alta qualidade deveria ser usada para propósitos que pudessem
aceitar uma água de menor qualidade, a menos que houvesse
excedentes”. Mesmo assim, usa-se água potável para banheiros,
lavagem de carros etc.
Recursos financeiros
A cobertura mais baixa de serviços de água potável é encontrada nos
países de baixa renda, assim como nas áreas mais pobres de países de
renda média. Se esses países conseguissem proporcionar água potável
para toda a população, seria pouco provável que houvesse recursos
financeiros suficientes para a coleta e o tratamento do esgoto gerado
antes de sua descarga nos corpos de água próximos. Como resultado,
os resíduos sanitários anteriormente contidos e tratados com
tecnologia local (covas, fossas) tornam-se poluição por esgoto nos
recursos hídricos próximos, ameaçando o ambiente, os usuários e
comunidades a jusante. Do ponto de vista de saneamento básico, é de
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 6
se questionar se a diluição de patógenos, originalmente produzidos
sob forma compacta, é recomendável. Essa preocupação estende-se às
comunidades e regiões onde o tratamento efetivo e as desinfecções ao
final do processo não são possíveis, e o risco de doenças relacionadas
continua existindo.
􀀩 O custo da infra-estrutura convencional para a gestão de
efluentes líquidos é proibitivo na maioria dos países em
desenvolvimento.
De acordo com o Banco Mundial, até 3% do PNB de um país pode ser
realisticamente gasto em proteção ambiental (incluindo o tratamento
de efluentes líquidos). Grau (1994) e Gijzen (1997) calcularam o
período de tempo necessário para que países de baixa e média renda
satisfaçam os padrões europeus na gestão de efluentes, assumindo-se
que pudessem investir 1,5% do PNB em esgotos e instalações de
tratamento (Tabela 5). Esse período excede o tempo de vida
econômica da planta de tratamento (20–30 anos) e, em muitos casos,
até mesmo do esgoto (50-60 anos). A implementação da coleta e
tratamento convencional de efluentes líquidos nos países em
desenvolvimento para atingir os padrões da União Européia é,
portanto, irreal, exceto talvez em centros urbanos densamente
povoados, onde a renda média é muito mais alta.
Tabela 5 - Período estimado de tempo necessário para satisfazer os padrões europeus de
efluentes a um nível de investimento de 1,5% do PNB (Gijzen 1997).
É preciso ficar claro que, nos países industrializados, a atual
capacidade de tratamento foi instalada gradualmente durante um
período bastante longo e com altos investimentos (Figura 16):
• foram instalados sistemas de tratamento primário para remover
uma porção grande dos sólidos em suspensão e DBO associado;
• foram adicionados sistemas de tratamento secundário para
alcançar alta eficiência na remoção por SS e DBO.
                País População PNB C-1               Custo para alcançar        Tempo necessário
                (Milhões)            (US$)    os padrões Europeus    1,5% do PNB a-1
                                                (US$c-1)             
Bulgária               8,5          2210      3755      113
Egito      60           1030      4000      259
Índia      935         335         3750      746
Quênia 29,2       290         4500      1034
México 92,1       2705      3750      92
Polônia 38,3       1700      1230      48
Romênia             23,2       1640      1422      58
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 7
• Atualmente, muitos sistemas de lodo ativado estão sendo
aprimorados para incluir, também, a remoção de nitrogênio e
de fósforo.
Figura 16 - Custos unitários totais típicos para tratamento de efluentes líquidos (dados da
Europa Ocidental e Estados Unidos, Veenstra et al. 1997).
Perda de recursos importantes
Sistemas modernos de tratamento de esgotos utilizam tratamento
terciário para a remoção de nitrogênio e fósforo através de processos
biológicos e físico-químicos. Essa prática não parece racional quando
analisada como parte da produção de alimento global e do ciclo de
consumo. Sistemas de agricultura intensiva e de produção animal
foram desenvolvidos para assegurar o suprimento de alimento
necessário a uma população em crescimento. A agricultura intensiva
requer o uso de quantias significativas de fertilizantes inorgânicos
obtidos pela fixação industrial de nitrogênio atmosférico. O nitrogênio
fixado é incorporado em proteína vegetal de alta qualidade, que
servirá como alimento humano ou animal, e a maior parte do
nitrogênio será liberada novamente para o ambiente através dos
efluentes líquidos ou resíduos animais. Ao utilizar a remoção
biológica do nitrogênio de alto custo (nitrificação/denitrificação), o
nitrogênio potencialmente útil será re-circulado à atmosfera. Essa
prática parece ser ineficiente tanto do ponto de vista energético quanto
da utilização de recursos.
3. A necessidade de abordagens alternativas
Em vista do que foi discutido anteriormente, sugere-se que a
abordagem “ocidental” tradicional de suprimento de água e serviços
de saneamento básico seja reconsiderada. As mudanças no mundo
industrializado serão lentas devido aos enormes investimentos feitos
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 8
na infra-estrutura já existente para o suprimento, coleta e tratamento
de água nesses países, juntamente com os interesses comerciais das
companhias estabelecidas no suprimento de tecnologia. No entanto,
poderia ser recompensador desenvolver estratégias de longo prazo que
conduzam a serviços urbanos de água sustentáveis por duas a quatro
gerações. A maioria dos países de baixa e média renda não tem
investido pesadamente em infra-estrutura física para suprimento
urbano de água e serviços de saneamento, podendo se beneficiar, a
curto prazo, da utilização de novas técnicas de saneamento básico.
A seguir, apresenta-se uma avaliação de abordagens alternativas para
tratar dos problemas causados por efluentes líquidos. Na parte II, será
usada uma combinação dessas alternativas para formular uma nova
abordagem estratégica para a gestão de esgotos.
Tratamento no local x Tratamento a distância
O serviço de saneamento básico local é efetivo quando não há água
encanada ou há pouca água encanada. Consiste na coleta e tratamento
de efluentes líquidos em nível doméstico ou de um bloco de
apartamentos. Sistemas locais, como tanques sépticos e latrinas,
empregam tecnologia de baixo custo, permitindo a construção, reparos
e operação pela comunidade local ou pelo dono da casa, reduzindo,
assim, os problemas de saúde pública relacionados aos efluentes
líquidos. Com sistemas de saneamento básico local, a água servida
(esgoto primário) do banheiro é descarregada em latrinas, leitos de
infiltração ou tanques sépticos. Onde há pouca ou nenhuma água
encanada, os excrementos e outros rejeitos domésticos podem ser
descarregados em sistemas domésticos locais, como latrinas
ventiladas ou composto de toaletes seco.
A parte sólida que se acumula na cova ou no tanque (≈ 40 litros
pessoa-1 ano-1) deve ser removida periodicamente. No caso de latrinas
de cova única ou dupla, uma nova cova deve ser feita. Os sólidos
devem ser tratados em uma planta de tratamento de esgoto ou em uma
lagoa de estabilização de resíduos em separado. Um tanque séptico
removerá 30 a 50% de DBO e 40 a 60% de sólidos suspensos. Em
tanques sépticos corretamente projetados, com absorção pelo solo, o
DBO restante será removido, assim como os sólidos em suspensão, as
bactérias e vírus.
Os principais critérios de seleção do sistema de saneamento local ou
externo são a densidade da população (número das pessoas por
hectare) e o volume de efluentes líquidos produzido (em m3 ha-1 d-1).
A presença de poços rasos de água suscetíveis à poluição por esgoto,
permeabilidade do solo e o custo unitário do sistema de esgoto
também são fatores importantes de decisão. Considerações sociais
desempenham papel relevante na escolha do sistema de serviço de
saneamento básico, especialmente para sistemas locais. Diferenças
culturais e locais (concepções culturais sobre os excrementos) podem
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 9
resultar num determinado sistema para um local, o que, talvez, fosse
inaceitável em outro.
Prevenção da poluição
Um bom exemplo de prevenção da poluição pela redução na fonte de
origem é o banimento do fosfato na produção de detergentes e de
sabão em pó. Em muitos países, isso tem causado a redução
significativa do nível de fósforo nos esgotos domésticos e, por
conseqüência, nos corpos de água receptores.
O poluente, ao ser descarregado na rede de esgoto, é diluído em
várias ordens de grandeza e misturado a outros contaminantes. Essa
diluição dificulta o tratamento e reduz, significativamente, as
perspectivas de recuperação e re-utilização.
A redução do consumo doméstico de água é uma forma eficaz de
diminuir o volume de esgoto, tornando o tratamento mais barato. A
gestão da demanda, as tecnologias que buscam a economia de água
nos domicílios e, ainda, a re-utilização dos efluentes líquidos usados
para descarga de vasos sanitários pode resultar em reduções
significativas na capacidade requerida dos serviços de saneamento
básico (Figura 17).
Figura 17 - O uso de água servida para descarga de vaso sanitário (de Veenstra 2000).
A conservação de água diminui o volume de esgoto que requer coleta
e tratamento. Porém, não altera a massa total de poluentes dos
efluentes líquidos. Os benefícios da conservação de água incluem: a
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 10
redução dos custos de instalações para suprimento de água e
tratamento dos efluentes líquidos e a diminuição dos impactos na
região da qual a água de superficie e a água subterrânea são retiradas.
􀂙 Economia de água em Seul e Pusan, Coréia do Sul
Na Coréia do Sul foi proposta uma expansão da capacidade de tratamento de esgoto para Seul e
Pusan, baseada no crescimento projetado de consumo de água encanada, de 120 para mais de
250 l c-1 d-1. Como os custos de tal expansão ficaram muito altos, foram feitos investimentos
para promover a economia de água nos domicílios. Isso permitiu que o projeto de esgotos e de
estações de tratamento de efluentes líquidos fosse reduzido pela metade (Veenstra et al. 1997).
Um passo significativo seria o desenvolvimento de conceitos
avançados de serviços de saneamento seco, ou de tecnologias que
usem volumes muito pequenos de água (Figura 18). Larsen e Gujer
(1996) propuseram o método chamado de Solução Nutrientes
Antropogênicos - SNA (Anthropogenic Nutrient Solution), em que a
urina é coletada na fonte e, na seqüência, liberada na rede de esgoto
existente. Desse modo, é produzida uma fração de nutriente
substancialmente enriquecida que pode ser transformada em
fertilizante de alta qualidade numa unidade central de manipulação.
Figura 18 - Banheiro ecológico: separando os componentes úmidos (urina) e secos (fezes)
(Fonte: Esrey et al. 2000).
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 11
􀀩 Uma tendência geral tem sido os países em
desenvolvimento e com economia crescente copiarem as
tecnologias desenvolvidas em países industrializados. O
interesse na gestão de SNA, em países de padrão
“ocidental”, pode estimular o desenvolvimento de
estratégias de SNA existentes nos países em
desenvolvimento.
Letson et al. (1998) apresentaram vários estudos de caso sobre
prevenção da poluição em zonas costeiras, entre os quais o projeto de
limpeza do porto de Boston e o projeto de redução de nutrientes na
baía Chesapeake (EUA).
􀂙 Projeto de limpeza do porto de Boston, E.U.A.
O projeto envolveu a construção de uma planta municipal de tratamento de efluentes
líquidos com descarga no oceano. O componente de prevenção de poluição consistiu na
construção de uma planta de processamento do lodo para reciclar seus nutrientes na forma
de pelotas de fertilizante.
Abaixo estão relacionados alguns benefícios potenciais da
incorporação dos princípios de prevenção da poluição na gestão de
efluentes líquidos municipais:
• redução significativa do consumo doméstico de água com a
produção de resíduos domésticos mais concentrados e de fácil
tratamento;
• menor custo do suprimento de água e dos sistemas de tratamento
de efluentes líquidos devido aos menores volumes de água a
serem tratados;
• recuperação e re-utilização dos componentes dos resíduos, como,
por exemplo, a coleta e o transporte em separado da urina com a
recuperação industrial do nitrogênio como fertilizante (Larsen
and Gujer 1996);
• desenvolvimento de sistemas de serviço de saneamento seco, com
a recuperação de nutrientes e energia centralizada (alta pressão ou
vácuo).
• A efetiva (re) utilização da água de diversas qualidades para
diferentes propósitos.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 12
As taxas de consumo de água estão, normalmente, relacionadas com o
estado de desenvolvimento. Usando o consumo de água como um
indicador de desenvolvimento, pode ser difícil sugerir que novas
conexões de serviços de suprimento de água devam usar uma
abordagem diferente para os serviços de saneamento básico. Assim,
conceitos alternativos de serviços de saneamento com baixo consumo
de água (ou mesmo nulo) precisam ser desenvolvidos e adotados tanto
em países industrializados quanto naqueles em desenvolvimento.
Sistemas naturais de tratamento
Um sistema natural para tratamento de efluentes pode ser definido
como “qualquer sistema de tratamento de efluentes líquidos no qual o
processo de degradação biológica dos componentes orgânicos não é
auxiliado pela adição de quantias significativas de energia ou de
substâncias químicas”. Um sistema de tratamento natural pode incluir
bombas e tubulação para transporte de resíduos, mas não depende
exclusivamente de fontes de energia externas para manter os
principais tratamentos (Reed et al., 1995). Uma breve avaliação das
características de vários sistemas de tratamento de efluentes líquidos
naturais é apresentada no Anexo 1: 1) (pré-) tratamento anaeróbio em
tanques sépticos; 2) lagoas anaeróbias ou reatores anaeróbios de altas
taxas; 3) lagoas de estabilização de resíduos; 4) lagoas de macrófitas;
5) aqüicultura; 6) construção de marismas; 7) sistemas de tratamento
em terra.
Sistemas naturais seguem “a lógica da natureza”. Nela, os recursos
são reciclados, podendo, dessa forma, ser benéfico substituir a visão
de saneamento “linear”, ou seja, coleta, transporte, tratamento
centralizado e disposição final, por uma abordagem “circular”
(fechada). Neste tipo de abordagem, os resíduos são encarados como
recursos.
􀀩 Embora o esgoto possa ser “um recurso que está no lugar
errado”, ele tem valor econômico e pode ser recuperado
ou reciclado (King, 2000).
As características gerais de sistemas naturais incluem:
• reciclagem de nutrientes, água e energia;
• uso de processos microbiológicos aeróbios e/ou anaeróbios para
remover DQO sem a necessidade de aporte de energia;
• o oxigênio para os processos microbiológicos aeróbios é fornecido
pela fotossíntese (algas, plantas) ou por re-aeração natural.
Em áreas de alta densidade populacional, é possível desenvolver um
sistema de coleta local e usar uma única estrutura para tratar os
resíduos da comunidade. Lagunas, lagoas de estabilização e estações
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 13
compactas aeróbias são opções comuns de tratamento que estão sendo
usadas em comunidades de tamanho médio, em certas regiões do
Caribe (UNEP, 1998). Estações compactas aeróbias são usadas
principalmente em empreendimentos turísticos, hotéis e outras
instalações de uso público. Muitas delas são ineficientes devido ao
projeto impróprio ou manutenção inadequada. Muitas instalações de
tratamento convencionais, em países em desenvolvimento, não
dispõem de tratamento adequado devido à manutenção imprópria e
falta de pessoal qualificado.
Tais problemas, especificamente em zonas costeiras, foram
registrados no Caribe (UNEP 1998), em Barbados (Herbert et al.
1992), nas ilhas do Oceano Índico (Parr e Horan 1994), nas ilhas
gregas (Katsiris e Kouzeli-Katsiri 1989) e em Chipre (Vaananen e
Gavrielides 1989).
Lagoas constituem os sistemas de tratamento de efluentes líquidos
mais efetivos e eficientes para esgoto doméstico, quando há
disponibilidade de terra a baixo custo. Lagoas são sistemas de
tratamento biológico não mecanizado. Exemplos típicos são reatores
anaeróbios simples, lagoas de estabilização, reservatórios profundos e
sistemas baseados em macrófitas (lagoas e marismas). O projeto
desses sistemas naturais baseia-se na estimulação da autopurificação
de ecossistemas naturais e corpos de água. O lançamento de esgoto no
mar é outro exemplo do uso de autopurificação. Os exemplos do uso
de ecossistemas naturais em Uganda e China (veja abaixo) apresentam
sistemas de simples operação e manutenção, mas geralmente só são
viáveis quando o preço da terra é suficientemente baixo (Viessman e
Martela 1993). O uso de sistemas naturais é economicamente atrativo
devido aos baixos custos de construção e operação e à geração
potencial de recursos utilizáveis.
Sistemas naturais de tratamento de efluentes líquidos, como marismas,
lagoas de estabilização de resíduos e lagoas de macrófitas, são
processos bem estabelecidos, mas todos têm a desvantagem de
requerer áreas de terra maiores que os processos convencionais, como
lodo ativado, filtros biológicos e lagoas aeradas. O tempo de retenção
hidráulica em sistemas naturais pode ser otimizado através da
􀂙 Engenharia ecológica: sistema de marisma em Uganda
O pântano Nakivubu, um marisma natural localizado na margem norte do Lago Vitória,
Uganda, foi usado durante mais de 30 anos para o tratamento parcial do esgoto de Kampala,
capital da Uganda. Kansiime e Nalubega (1999a, b) realizaram um extenso estudo sobre o
funcionamento do pântano como um componente natural em uma estratégia de gestão de
efluentes líquidos mais ampla. A descarga média de água no pântano foi calculada em mais de
100.000 m3 por dia, rendendo um aporte anual de nutrientes de cerca de 770 g N m-2 e de 66 g
P m-2. A remoção total de N, P e patógenos dos efluentes líquidos, antes de serem
descarregados no Lago Vitória, é calculada em 56%, 40% e 91%, respectivamente.
Uma melhor distribuição dos efluentes líquidos e a construção de um marisma adicional são sugeridos como
medidas para melhorar a capacidade de tratamento desse sistema natural.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 14
estimulação dos processos de conversão natural e/ou inclusão de um
pré-tratamento anaeróbio. Atenção especial deve ser dada ao
desenvolvimento de sistemas naturais de baixo custo de manutenção e
alto desempenho, que produzam energia, proteína vegetal de alta
qualidade e efluentes de baixo custo re-utilizáveis na agricultura e que
exijam pequenas áreas de terra.
A maioria das tecnologias naturais de tratamento de efluentes líquidos
remove adequadamente a matéria orgânica, mas algumas falham na
remoção de nutrientes. Para comunidades rurais de baixa renda, a
remoção de nutrientes e tratamentos avançados geralmente não são
necessários; os baixos volumes produzidos diluem-se facilmente no
corpo de água que os recebe. Os efluentes líquidos produzidos em
áreas densamente povoadas podem requerer a remoção de nutrientes
antes de serem despejados em estuários sensíveis a eutrofização. Para
áreas urbanizadas com eficiente controle de gestão e mão de obra
qualificada, as tecnologias convencionais mecanizadas com uso
intensivo de energia podem ser indicadas, especialmente quando o
preço da terra impede a adoção dos sistemas naturais.
􀂙 Engenharia ecológica: Rio Fumen, China.
O aguapé foi introduzido em uma parte do rio Fumen, subúrbio oriental de Suzhou, China.
Uma mistura de esgoto municipal e escoamento urbano é descarregada no rio a uma taxa de
10.000 m3 a-1 a montante da parte coberta pelo aguapé. A área total coberta por aguapé chega a 2,8 ha e o tempo de retenção da água na parte coberta varia de 8 a 32 h. Pela produção de
aguapé, a remoção de N e P por hectare chega a 1580 e 358 kg por ano, respectivamente. As
plantas com microrganismos e poluentes orgânicos aderidos são regularmente colhidas para
servir como alimento em lagoas de cultivo de peixe e em criações de patos e porcos.
Embora o sistema acima descrito seja pequeno, fornece um bom exemplo de controle de poluição de esgoto pela engenharia ecológica, onde a poluição é convertida em forragem verde.
Opções de re-uso e valorização de resíduos
O produto final resultante do tratamento dos efluentes líquidos não é
facilmente reconhecido como um produto de valor (ao contrário da
água tratada para beber). Isso se explica porque os sistemas de
tratamento de efluentes de baixo custo não são bem mantidos e,
eventualmente, são desativados. Se o processo de tratamento em si
gerasse, além dos efluentes purificados, produtos com algum valor,
haveria um estímulo para a melhoria das operações e da manutenção
da planta de tratamento.
Um exemplo de re-utilização são os sistemas integrados, onde o uso
ótimo de recursos é alcançado por reciclagem dos resíduos que visam
a recuperação e o re-uso da energia, nutrientes e, possivelmente, de
outros componentes. Os processos de conversão para diferentes fontes
de resíduos são organizados de tal modo que com uma pequena
quantidade de energia externa e de matéria-prima pode ser obtida a
auto-suficiência máxima. A re-utilização de efluentes líquidos e de
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 15
excrementos na aqüicultura é uma prática tradicional em certos países,
particularmente na China, Índia, Indonésia e Vietnã. Na China,
existem grandes fazendas que são praticamente auto-suficientes em
termos de energia e nutrientes devido à reciclagem efetiva dos
resíduos. A irrigação com efluentes tem sido empregada por séculos
em todo o mundo, fornecendo aos fazendeiros um suprimento
constante de nutrientes e de água.
􀀩 A aplicação de conceitos integrados resulta em um bom
equilíbrio entre a utilização de recurso, re-uso e
proteção ambiental.
Existem vários exemplos de reutilização de efluentes líquidos de
grande escala, que rendem bons lucros principalmente para
aqüicultura e agricultura. Apresenta-se abaixo uma descrição dos
maiores exemplos mundiais do uso de efluentes líquidos na
agricultura (Vale Mezquital, México) e na aqüicultura (marismas de
Calcutá, Índia). É dado um exemplo de tratamento de esgoto que usa o
aguapé, na recuperação dos recursos em Bangladesh, discutindo-se
também a recuperação de energia dos efluentes líquidos.
Uso de efluentes líquidos na agricultura: Vale Mezquital, México.
O Vale Mezquital é a maior área mundial de agricultura irrigada por
efluentes líquidos. O vale fica situado no planalto alto mexicano, a
uma altitude entre 1700 e 2100 m acima do nível do mar, e
aproximadamente 60 km ao norte da Cidade do México. Todo o vale
tem uma população estimada em cerca de 500.000 habitantes, a
maioria dos quais realiza atividades agrícolas.
O padrão de vida da população é considerado o mais alto entre
populações mexicanas similares que não utilizam agricultura irrigada
por efluentes líquidos. O vale apresenta um exemplo ímpar de
irrigação por efluentes líquidos, devido a sua imensa área cultivada
(83.000 ha) e sua longa história (≈ 100 anos). A área é irrigada pelos
efluentes líquidos in natura, originados da área metropolitana da
Cidade do México (aproximadamente 1900 milhões de m3 a-1). Esses
efluentes líquidos não receberam nenhum tratamento convencional e
foram canalizados até a área irrigada por gravidade, através de um
grande canal de drenagem. As principais colheitas são alfafa, milho,
feijão, aveia, tomate, pimentão e beterraba. Embora proibidas por lei,
há também produção de alface, repolho, cenoura, espinafre e rabanete.
Os efluentes líquidos são valorizados pelos fazendeiros devido a sua
capacidade de melhorar a condição do solo e a carga de nutrientes. A
importância econômica da agricultura irrigada por efluentes líquidos
na área é apresentada na Tabela 6. O valor de produção total para
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 16
1994 foi calculado em cerca de 100 milhões de dólares. A importância
da agricultura irrigada por efluentes líquidos também pode ser
demonstrada comparando-se os dados de produção dessa área com os
de outras regiões no México (Tabela 7).
Tabela 6 - Dados de irrigação do Vale Mezquital para o período 1993-1994 (Fonte: Romero,
1997).
Área de
irrigação
Área
coberta (ha)
Área
cultivada1 (ha)
No. de
usuários
Volume de
água
(106 m3 a-1)
Valor
produção
(106 N $)2
Distrito 03 45,2 55,3 27,9 1,1 255
Distrito 100 32,1 22,40 17,0 651 85
Unidades privadas 5,4 5,5 4,0 96 -
Total 82,7 83,18 48,9 1,9 340
1) inclui áreas com mais de uma colheita por ano.
2) taxa de câmbio: 1 dólar americano = 3,5 N $ aproximadamente
Os efluentes líquidos da Cidade do México recebem um tratamento
natural do solo através da irrigação, que, calcula-se, seja equivalente
ou até superior ao tratamento convencional secundário de efluentes
líquidos. Os benefícios ambientais incluem uma redução de 1.150 t
por dia de carga de DBO que, de outra forma, seria despejada na bacia
hidrográfica do rio Panuco e poderia afetar grandes áreas costeiras do
Golfo do México.
Tabela 7 - Produtividade agrícola (t ha-1 a-1) do Vale Mezquital comparada a áreas não
irrigadas por efluentes líquidos (Romero, 1997).
Tipo de colheita Vale Mezquital Média nacional Estado de
Hidalgo
Área irrigada
pela chuva
Milho 5,2 3,7 3,6 1,1
Feijão 1,8 1,4 1,3 0,5
Aveia 3,7 4,7 3,6 1,7
Cevada 22,0 10,8 15,5 13,5
Alfafa 95,5 66,3 78,8 0,0
Apesar de todos os benefícios, a prática de irrigação de efluentes líquidos do Vale Mezquital é criticada do ponto de vista da saúde pública. Os efluentes líquidos originam-se de fontes domésticas e industriais e, por isso, contém patógenos e substâncias químicas tóxicas que põem em risco a saúde de fazendeiros e consumidores. Dados confiáveis de contagem de patógenos e da presença e destino de substâncias químicas tóxicas são raros. Análises de coliformes fecais em reservatórios no vale indicam que os valores são de 102 a 104 mais altos do que as diretrizes da Organização Mundial de Saúde (OMS) indicam para re-uso. Devido à expansão de cólera, a Autoridade Nacional da Água (CNA) tem restringido a adoção de cultivos irrigados com efluentes líquidos na agricultura. A incidência de infecção por Ascaris lumbricoides em crianças entre 1 e 14 anos
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 17
parece ser de 10 a 20 vezes maior, comparada a áreas irrigadas apenas
pela chuva (Romero 1997).
􀀩 Esses dados enfatizam a importância dos efluentes líquidos sofrerem tratamento antes de seu uso para a
agricultura.
Aqüicultura mantida por efluentes líquidos: nos banhados de
Calcutá, Índia.
Peixes cultivados em lagos enriquecidos com efluentes líquidos prétratados
representam uma importante fonte de proteína animal de alta
qualidade para milhões de pessoas, especialmente no sudeste da Ásia.
A re-utilização direta de excrementos em aqüicultura tem sido
tradicionalmente utilizado em vários países asiáticos, inclusive China,
Índia, Indonésia e Vietnã. O maior exemplo mundial do uso de
efluentes líquidos em aqüicultura é o sistema de banhados, localizado
à leste da cidade de Calcutá (ver abaixo), (Edwards e Pullin 1990).
O sistema de banhados de Calcutá tem se desenvolvido nos últimos
100 anos devido à descarga descontrolada de efluentes líquidos e do
escoamento urbano de Calcutá. Desde então, os aqüicultores
dividiram essas terras úmidas em várias unidades com
empreendimentos de aqüicultura de pequena escala. A prática de
aqüicultura em Calcutá gera empregos e fornece proteína a um baixo
preço à população local. Porém, aspectos de saúde pública de
produtores e consumidores devem ser levados em consideração. As
terras úmidas recebem aproximadamente 550.000 m3d-1 de efluentes
líquidos sem tratamento que passam por aproximadamente 3.000 ha
de tanques de peixes ali construídos. A produção anual de pescado
chega a 13.000 toneladas (principalmente carpa indiana e tilapia), que
são enviados para os mercados da zona central de Calcutá e também
são consumidos em uma região mais ampla.
Obviamente, essas práticas não obedecem as diretrizes atuais da OMS
quanto à qualidade microbiológica em aqüicultura (zero nematóides;
<1.000 coliformes fecais 100 ml-1). Contagens de coliformes fecais da
ordem de 105 a 106 100 ml-1 foram registradas nos efluentes que
entram nas terras úmidas (Pescod 1992). Mara et al. (1993) sugeriram
que as diretrizes da OMS para sistemas de aqüicultura podem ser
facilmente atingidas aplicando-se um tratamento mínimo aos efluentes
líquidos antes de entrarem nos tanques de aqüicultura, usando a
retenção em lagoas anaeróbias por um dia, seguidas por retenção em
lagoas de estabilização facultativas por cinco dias. Embora essa
alternativa possa melhorar a qualidade microbiológica da água, a
poluição industrial ainda constitui uma ameaça para a saúde pública.
O esgoto de Calcutá é uma mistura de efluentes líquidos domésticos e
industriais. Um sistema de cultivo de peixes que utiliza efluentes
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 18
recebe até 70% de efluentes líquidos industriais. Não existem dados
disponíveis sobre o conteúdo de metais, pesticidas e outras
substâncias químicas tóxicas nesses efluentes, como também não há
informação sobre tais compostos tóxicos no sistema atual de
aqüicultura de Calcutá.
􀀩 Os aspectos de saúde pública relativos ao uso de efluentes líquidos na aqüicultura requerem mais estudos, bem como o desenvolvimento de abordagens mais seguras.
􀂙 Engenharia ecológica: tratamento de esgoto e recuperação de recursos baseados na utilização de
macrófitas (Pistia - Lemnaceae), Bangladesh.
Lagoas de estabilização para o tratamento de efluentes líquidos podem ser
modificadas pelo uso de macrófitas aquáticas como Pistia (Lemnaceae). O
tratamento de efluentes líquidos baseado em Pistia foi introduzido em vários
países com sucesso. Em Bangladesh, uma ONG local, chamada PRISMBangladesh,
opera uma lagoa de Pistia de pequena escala para o tratamento de
esgoto doméstico (Gijzen e Ikramullah 1999). A planta, cuja biomassa é rica
em proteína, é colhida diariamente para alimentar os cultivos adjacentes que
rendem de 12 a 16 toneladas de pescado por hectare por ano. Os resultados, nos últimos 5 anos de operação, demonstram que o sistema gera um lucro líquido de quase 2.000 dólares por ha ano-1. Para comparação, o lucro líquido máximo na produção de arroz em Bangladesh pode ser estimado em 1.000 a 1.400 dólares por ha ano-1. Uma avaliação financeira detalhada do tratamento de efluentes líquidos e da aqüicultura operada pela PRISM sugere que esse é o primeiro sistema que gera lucro líquido a partir do tratamento de esgoto
doméstico. Isso é possível porque o custo do tratamento intensivo é combinado
com a renda gerada pela aqüicultura
Recuperação da energia contida nos efluentes líquidos
Os exemplos acima tratam da recuperação efetiva e re-utilização da
água e dos nutrientes contidos nos efluentes líquidos. Esquemas
eficientes de re-utilização devem considerar, também, o componente
energético dos efluentes líquidos e dos sistemas para o seu tratamento.
Tratamentos modernos de efluentes líquidos, como lodo ativado,
exigem quantidades significativas de energia externa, normalmente
originada de fontes não renováveis. Teoricamente, são necessários 0,8
e 3 m3 de oxigênio para a oxidação de um quilo de matéria orgânica
ou de amônia, respectivamente. Em sistemas aerados, uma quantia de
várias vezes esse volume deve ser forçada na fase hídrica, às custas de
um gasto energético. O tratamento de efluentes líquidos em um reator
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 19
anaeróbio de alto rendimento não requer aporte de oxigênio e rende
cerca de 375 l de metano por quilo de DBO digerido. Na realidade,
cerca de 90% da energia contida na matéria orgânica resultará em gás
metano. Isso não é positivo apenas para o equilíbrio energético global
do sistema, mas também substitui uma quantia equivalente de energia
não renovável e emissões de gases causadores do efeito estufa.
A composição dos excrementos humanos (Tabela 8) aliada a uma
biodegradação de 70% de matéria orgânica resultaria numa produção
diária de 18 a 30 l per capita de metano. Esses resultados sugerem
excelentes possibilidades na recuperação de energia a partir de
excrementos humanos. Entretanto, devido ao alto consumo de água, a
recuperação da energia por unidade de volume de efluentes líquidos é
relativamente pequena; 200 mg DBO l-1 a biodegradação de 70%
renderá 50 ml de gás metano, do qual uma parte significativa sairá do
reator na forma suspensa pelo efluente.
Tabela 8- Produção e composição das fezes e da urina humana (Polprasert 1996).
Produção e composição Fezes Urina
Quantidade (úmida) por pessoa por dia 100-400 g 1.0-1.31 kg
Quantidade (sólidos secos) por pessoa por dia 30-60 g 50-70 g
Conteúdo de umidade 70-85% 93-96%
Composição aproximada (% peso seco) - -
Matéria orgânica 88-97 65-85
Nitrogênio (N) 5,0-7,0 15-19
Fósforo (como P2O5) 3,0-5,4 2,5-5,0
Potássio (como K2O) 1,0-2,5 3,0-4,5
Carbono (C) 44-55 11-17
Cálcio (como CaO) 4,5 4,5-6,0
Razão C/N ~6-10 1
Abordagens integradas
Lagoas de lemnáceas podem ter um papel importante nos esquemas de
reciclagem e re-uso em áreas rurais e urbanas. Os passos do processo
e os produtos de um sistema de tratamento integrado, baseado em
macrófitas para reciclagem rural e urbana de resíduos, são
apresentados na Figura 19. A tecnologia anaeróbia é recomendada
para reduzir a quantidade de matéria orgânica e em suspensão. A
energia produzida em digestores de biogás rurais ou reatores urbanos
de alto rendimento (exemplo: UASB ou AF) pode ser utilizada pela
comunidade (contexto rural) ou para a operação de etapas
subseqüentes do tratamento (aplicação urbana), reduzindo, assim, os
custos de tratamento.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 20
Figura 19 - Sistema integrado de reciclagem de resíduos urbanos, usando lagoas de lemnáceas
(Fonte: Gijzen e Veenstra 2000).
Instalações de tratamento anaeróbio, que requerem espaços pequenos,
podem ser instaladas na zona urbana ou em locais afastados. Os
efluentes dos reatores anaeróbios podem ser canalizados para fora da
cidade, para instalações com lagoas de macrófitas. As plantas retiradas
em intervalos regulares podem ser usadas para cultivos de peixes em
lagoas adjacentes, enquanto os efluentes podem ser utilizados na
irrigação. O sistema integrado e os produtos gerados (energia,
pescado, água para irrigação) constituem um empreendimento
comercial com o potencial de gerar renda significativa.
II. Perspectivas: a abordagem estratégica de
três (3) passos
São conceitos da Estratégia de Saneamento: 1) abordagem holística;
2) integração de soluções tecnológicas e de gestão; 3) que a redução
da poluição hídrica é um processo de longo prazo.
• Integrar o suprimento de água e o saneamento na gestão de
recursos e na sociedade
• Considerar o tratamento de efluentes líquidos em relação ao uso
dos recursos hídricos que são afetados pelos efluentes
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 21
• Estabelecer objetivos de tratamento na relação entre os efluentes,
capacidade de sustentação e uso dos recursos hídricos
• Adotar padrões apropriados (possíveis de serem adotados e de
serem custeados)
• Incluir monitoramento e modelagem
• Reduzir e conter a poluição
• Recuperação do recurso
• Tratamento descentralizado
• Engenharia ecológica
• Considerar condições locais
Os países em desenvolvimento devem evitar a adoção e utilização de
pacotes tecnológicos prontos dos países industrializados.
As soluções apropriadas devem adequadas à situação local,realistas quanto aos aspectos financeiros, institucionais e de recursos humanos, devendo incorporar técnicas e abordagens avançadas.
Para que a gestão hídrica urbana tenha uma produção mais limpa, ela deve:
1. Usar a menor quantidade possível de material, energia e outros recursos por unidade do produto.
2. Não usar materiais de alta qualidade, a não ser o estritamente necessário.
3. Não misturar diferentes vazões de resíduos.
4. Avaliar outras funções e usos de produtos colaterais antes de considerar o tratamento e a descarga final.
Considerando o reduzido nível de tratamento de efluentes líquidos e o rápido aumento na contaminação dos recursos hídricos mundiais, fica evidente a necessidade de ações urgentes. O problema assumiu tal proporção, especialmente nas cidades dos países em desenvolvimento,que não se pode esperar uma solução a curto prazo para o problema do esgoto. Também não é realista esperar que a gestão dos efluentes restrinja-se ao tratamento do esgoto produzido, que exige caras instalações de coleta e tratamento, sem buscar novas alternativas. O problema dos efluentes líquidos é complexo e as soluções precisam adequar-se às características específicas de cada país, província e municipalidade. As tarefas anteriores exigem o desenvolvimento de
um plano de ação estratégica para uma gestão sustentável dos esgotos urbanos nas zonas costeiras e nas áreas interiores adjacentes.
A aplicação dos “Princípios de Produção mais Limpa” para a água e
setor de serviço de saneamento básico resultou em uma nova
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 22
abordagem para a gestão sustentável municipal (ou urbana) da água
(Figura 20) (Gijzen, no prelo). Essa abordagem enfatiza a gestão do
esgoto, mas também considera o suprimento de água, uso dos
nutrientes e outros fluxos de material associados ao ciclo urbano da
água. Esse enfoque inclui três passos: 1) prevenção; 2) tratamento
para re-uso e 3) descarga planejada com estimulação da capacidade de
autopurificação. Os passos deveriam ser implementados em ordem
cronológica e as possíveis intervenções em cada passo deveriam ser
completamente esgotadas antes de passar para o passo seguinte.
Exemplos de possíveis intervenções em cada passo são apresentados
abaixo e seguem, em grande parte, as abordagens alternativas
apresentadas no Capítulo I.
1. Prevenção da poluição ou minimização dos resíduos
A pergunta principal neste passo é ‘usar ou não?'. O princípio básico é
que as intervenções deveriam começar pelo controle do consumo. O
passado recente mostra vários exemplos de abordagem ‘nenhum uso'.
Em muitos países foi proibido o uso de detergentes que contenham
fosfato (P) e os fabricantes de sabão em pó passaram a substituir o P,
importante no processo de limpeza, por outras substâncias químicas
menos prejudiciais. Como resultado, os níveis de P no esgoto estão
mais baixos e as águas de superfície protegidas da eutrofização rápida.
A mesma questão se aplica ao uso de água potável; por exemplo: é
inteligente usar de 50 a 80 litros de água potável de alta qualidade
para transportar diariamente 1 – 1,5 kg de resíduos humanos para uma
estação de tratamento ou, como se faz freqüentemente, para um
recurso hídrico? O elevado consumo de água tem sérias implicações
para o tamanho das instalações de tratamento de água e de efluentes
líquidos bem como sua eficiência. Portanto, a redução da geração de
efluentes líquidos é necessária para a conservação dos recursos, dos
investimentos e da energia. Isso pode ser alcançado diminuindo-se o
consumo doméstico de água, com redução do volume de esgoto e dos
custos de tratamento. No final do processo de desenvolvimento haverá
serviços de saneamento seco (dry sanitation), mas reduções
significativas também podem ser alcançadas pela gestão de demanda e
pela aplicação de tecnologias de economia de água nos domicílios
(descargas de banheiros que economizem água, chuveiros, torneiras,
lavadoras de louça e de roupa eficientes, etc.). Também deve fazer
parte da gestão a educação das famílias para o uso racional/ eficiente
da água.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 23
Figura 20– A abordagem estratégica de três passos para a gestão urbana da água (Gijzen, no prelo).
Outra pergunta necessária: as pessoas realmente deveriam manter os atuais níveis de ineficiência de consumo, por exemplo, usar água, nitrogênio e fósforo somente uma vez? A minimização do desperdício não envolve só tecnologia, mas também planejamento, boa manutenção doméstica e implementação de práticas de gestão ambientalmente corretas (produção limpa). Envolve, também, uma atitude especial dos usuários (educação, gestão de demanda). O conceito de “o poluente paga” e as limitações de descarga são alguns dos instrumentos que controlam as práticas dos usuários. As indústrias também podem ser obrigadas pela legislação a tratar ou pré-tratar e reusar os efluentes líquidos em suas propriedades, limitando ao máximo as descargas na rede pública de esgoto e córregos.
􀀩 O sucesso na implementação de um grande número de opções do Passo 1 levará a menores e mais concentrados volumes de efluentes líquidos, alcançando as instalações de tratamento desses efluentes. Isso torna o tratamento de efluentes líquidos mais efetivo e a recuperação de recursos possivel.
2. Tratamento para re-uso
Os efluentes líquidos municipais contêm recursos valiosos, sendo, portanto, irracional tratá–los de modo convencional, que resultará na sua descarga nos rios. A água, a matéria orgânica (energia) e os
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 24
nutrientes deveriam ser re-usados. Sistemas como separação da água
servida oferecem possibilidade de re-uso direto dos efluentes líquidos
no local em que são gerados, como a lavagem de carros, a descarga de
banheiro e a irrigação local por exemplo. Em alguns casos, a urina
poderia ser separada e re-usada diretamente (Larsen e Gujer, 1996).
Nesta etapa, são selecionadas tecnologias de tratamento que objetivam
a re-utilização. O tratamento anaeróbio de efluentes líquidos mais
concentrados gerará biogás como uma forma de energia renovável. O
pós-tratamento de efluentes pode ser combinado com a efetiva
recuperação de nutrientes por plantas aquáticas (por exemplo, Pistia)
e/ou pela irrigação de plantações na agricultura. Em algumas partes do
mundo, a água é um recurso escasso e a reciclagem de efluentes
líquidos aumentaria a disponibilidade de água. Exemplos de sistemas
de re-uso de esgoto de grande escala foram apresentados na Parte I
(Vale Mezquital, México e Calcutá, Índia). A principal limitação das
práticas de re-uso é que o esgoto geralmente não é suficientemente
tratado antes da re-utilização, introduzindo riscos de saúde pública. A
combinação do tratamento anaeróbio para recuperação de energia, em
lagunas com Pistia, e para remoção de patógenos e recuperação de
nutrientes, foi proposta como um exemplo de estratégias de reutilização
(Gijzen e Veenstra, 2000). Pela seleção das melhores
aplicações da biomassa de Pistia e dos efluentes da laguna, os
nutrientes terminarão como proteína animal (peixes alimentados com
Pistia) e proteína das plantações (por irrigação). O foco em Pistia
como um passo fundamental na reciclagem dos resíduos deve-se ao
fato de que elas formam a unidade central de uma máquina de
reciclagem, baseada na fotossíntese, um processo eficiente em termos
energéticos e de custo, e aplicável em diversas condições rurais e
urbanas.
3. Disposição e estimulação da autopurificação natural
Todas as opções dos Passos 1 e 2 devem ser esgotados antes de passar
para o Passo 3. Em alguns casos, a aplicação dos passos anteriores
pode ainda deixar resíduos, e a última opção continua a ser a descarga,
normalmente em águas de superfície (rio, lago, mar). A abordagem
convencional é conectar a rede de esgotos ao recurso hídrico mais
próximo, confiando na capacidade de autopurificação dos mesmos.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 25
Porém, freqüentemente, essa capacidade é excedida substancialmente,
resultando em corpos de água anaeróbios, eutróficos ou com alta
concentração de componentes tóxicos. A abordagem estratégica de
três passos, aqui proposta, sugere opções para impulsionar a
capacidade de purificação natural dos corpos de água receptores. Isso
pode ser alcançado, por exemplo, permitindo aos rios fluírem fora de
seus leitos artificiais. O banhado gerado contribuirá para a
autopurificação do corpo d’água, principalmente devido ao tempo de
retenção prolongado e à melhora na aeração pelas algas e plantas dos
banhados. Outras opções incluem a construção de pequenas barragens
para gerar correnteza e turbulência, melhorando a aeração da água do
rio, e, com isso, impulsionando a atividade aeróbia heterotrófica das
bactérias na água. A introdução (ou estimulação) do crescimento
controlado das algas para proporcionar a oxigenação pode ser
considerada uma opção viável. Em Cartagena, foi recentemente
finalizada uma obra que canaliza a água do mar por uma laguna
interior natural que é receptora de efluentes líquidos. Esse estudo de
caso mostra que mesmo intervenções muito simples podem trazer
excelentes resultados.
􀀩 Avanços significativos na cobertura de tratamento de
efluentes líquidos, especialmente em regiões em
desenvolvimento, levarão décadas para ocorrer. A
abordagem estratégica de 3 passos permite intervenções
que podem ser planejadas a curto, médio e longo prazos.
Isso significa que, com um bom planejamento e
priorização de opções, uma substancial redução da
poluição de recursos hídricos pode ser alcançada a curto
prazo.
􀂙 “La Cienaga de la Virgen” Cartagena, Colombia.
A cidade litorânea de Cartagena, na Colômbia, descarrega cerca de 60% de seus efluentes
líquidos em uma laguna natural rasa, conectada ao mar por uma estreita abertura. Devido à
pequena largura do canal e às diferenças da maré, a limpeza por renovação era desprezível. Foiconstruído um sistema artificial de entrada e saída, e um separador, estendendo-se por 3,2 kmpara o interior da lagoa, para viabilizar a diluição efetiva da água poluída da lagoa pela água do mar. A pressão da maré bombeia a água de mar para dentro da lagoa, e a biomassa das algas que se desenvolvem contribui para a aeração do corpo de água. Os altos níveis de oxigênio presentes desencadeiam o crescimento de bactérias heterotróficas, que impulsionam as atividades de autopurificação da lagoa.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 26
III. Abordagem Financeira para a Gestão de
Efluentes Líquidos Municipais
A estrutura atual dos arranjos financeiros para serviços de tratamento
de efluentes líquidos evoluiu a partir de padrões históricos de infraestrutura
de financiamento para a gestão da água. Tradicionalmente,
os investimentos para suprimento de água e infra-estrutura de serviço
de saneamento têm sido concedidos pelos governos, agências de
desenvolvimento ou agências internacionais de empréstimos. A
origem dos fundos para a infra-estrutura da gestão de efluentes
líquidos tem levado a agência prestadora do serviço a estar mais
orientada ao agente financiador do que aos usuários, aos quais ela
deve servir (Figura 21). Geralmente, uma agência responsável pelos
serviços de água prestará contas à agência financiadora. No caso de
financiamento tradicional de gestão de efluentes líquidos, isso
significa que essas agências prestam contas ao governo pelos serviços
que elas fornecem.
O governo, por questão de princípio, freqüentemente insiste que o
nível de serviços de água não deve ser diferenciado e que todos os
usuários devem ter acesso ao mesmo serviço. Como resultado, as
agências de serviço de saneamento básico e de água normalmente
oferecem apenas um nível de serviço, que é, geralmente, uma
tecnologia convencional que requer altos investimentos. Principais
características da abordagem tradicional no financiamento:
• Os consumidores não pagam pelos serviços (tarifas baixas).
• O governo não tem recursos suficientes para financiar os
serviços.
• A companhia não tem recursos suficientes para operar e manter
os sistemas existentes.
• A companhia não considera os consumidores e fornece serviços
de péssima qualidade.
• Devido aos maus serviços prestados, os consumidores não
querem que as tarifas aumentem.
􀀩 Como resultado dessa abordagem tradicional, ocorre um
descompasso entre os serviços oferecidos pelas agências
de saneamento básico e de água, entre a demanda do
governo e as necessidades dos consumidores.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 27
Figura 21 - Problemas com a abordagem “técnica” centralizada.
Os altos investimentos não podem, normalmente, ser bancados pelo
governo, o que faz com que os serviços de efluentes líquidos sejam
limitados a uns poucos privilegiados. Além disso, os recursos
financeiros para manter a infra-estrutura existente são, em geral,
inadequados, resultando na deterioração do suprimento de serviço às
pessoas que estavam conectadas, pois a manutenção necessária do
sistema não pode ser realizada.
Porém, em anos recentes, a forma de financiamento do serviço de
efluentes líquidos começou a mudar. Após a “Década de Suprimento
de Água e de Serviços de Saúde Pública” (1980 a 1990), surgiu, no
início dos anos noventa, um consenso sobre o modo pelo qual o
suprimento de água urbana e os serviços de saneamento básico
deveriam ser administrados. Esse consenso está baseado em dois
princípios surgidos em 1992, durante a Conferência Internacional da
Água e Meio Ambiente, em Dublin.
1. A água deveria ser reconhecida e tratada como um bem escasso e
de valor econômico.
2. As decisões devem ser tomadas ao nível apropriado mais baixo,
com uma consulta pública exaustiva e envolvimento de usuários
no planejamento e implementação dos projetos hídricos.
O resultado dessa mudança de pensamento significa que, ao invés de
depender do financiamento do governo, a agência gestora dos
efluentes líquidos tornou-se dependente dos serviços prestados aos
consumidores para obter o seu lucro. Como resultado, a agência teve
que adotar um enfoque mais voltado ao usuário (Figura 22).
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 28
Figura 22 – Nova abordagem para o financiamento dos serviços de água.
􀀩 Nessa nova abordagem, o governo deixou de ser o agente
financiador dos serviços para ser o agente regulador de
serviços.
As principais características da abordagem inovadora no
financiamento são:
• Altas tarifas que cobrem, pelo menos, os custos de operação e
manutenção
• Consumidores exigem melhores serviços
• A companhia fornece melhores serviços
• Os consumidores querem pagar para poder continuar exigindo
serviços cada vez melhores pelas tarifas que pagam
• O governo assume o papel de providenciar um ambiente
favorável à nova situação e de regulador da companhia.
Ignorar os desejos dos usuários pode resultar no não-pagamento das
contas, o que vai resultar na diminuição do lucro da agência. Assim,
para recuperar os custos de suprimento do serviço, a agência deve
atender aos desejos dos consumidores a fim de assegurar uma renda
suficiente.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 29
A Troca no Regime de Financiamento
Uma das causas da troca do regime de financiamento da infra-estrutura é que muitos governos não estão
agüentando o fardo do financiamento público. Nos países em desenvolvimento, a infra-estrutura é normalmente
muito cara e o setor público quase sempre é o provedor financeiro. Aproximadamente $250 bilhões de dólares
por ano são gastos por países em desenvolvimento na construção ou recuperação da infra-estrutura. Noventa
por cento desta quantia originam-se do pagamento de impostos governamentais ou são intermediados pelos
governos através de financiamento estrangeiro (fundos de concessão e de não-concessão de fontes multilaterais
e bilaterais). Dos 250 bilhões de dólares, aproximadamente 30%, ou 65 bilhões, são gastos cada ano em infraestrutura
para o setor hídrico: hidrelétricas (15 bilhões); serviço de saneamento básico e água (25 bilhões),
irrigação e drenagem (25 bilhões).
Fonte: Gentry e Abuyuan, 2000.
1. Recuperação de Custos
Desde o início da década de noventa tem aumentado o
reconhecimento de que a recuperação dos custos é uma exigência
para a oferta sustentável do serviço de suprimento de água. Vários
argumentos podem ser elencados em favor da recuperação dos custos
envolvidos nos serviços de efluentes líquidos.
• Os fundos de capital disponíveis são insuficientes para atingir
cobertura total; a estratégia crescente de recuperação dos custos
contribuiria para aumentar a disponibilidade de fundos.
• A intervenção e o controle do governo tem provado ser
ineficiente. Com o uso crescente de recuperação dos custos, vem
o aumento do enfoque voltado para a satisfação do consumidor,
levando a um suprimento mais eficiente dos serviços.
• Os subsídios enfraquecem os usuários ao negar-lhes o poder de
decisão. O enfoque tradicional baseado em subsídios, promove,
geralmente, apenas um nível de serviços. É provável que o uso
crescente da recuperação de custos e da focalização no cliente
leve as agências responsáveis pelos serviços a ofertar uma
variedade de serviços aos seus clientes.
• O pagamento pelos serviços aumenta a valorização e o
compromisso entre usuários.
• O pagamento pelos usuários pode levar a uma melhora da
qualidade e dos padrões dos serviços, já que os usuários passarão
a exigir a qualidade dos serviços.
No setor de efluentes líquidos, o uso da recuperação de custos não é
tão fácil quanto no setor de suprimento de água. No entanto, existem
vários mecanismos para recuperar dos usuários os custos com os
serviços (UNEP/WHO/ HABITAT/WSSCC 2003):
Taxas baseadas no consumo
São cobradas taxas dos usuários tendo por base a descarga de
efluentes líquidos no sistema de esgoto de acordo com as
características e/ou volume do efluente. O volume dos efluentes
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 30
líquidos descarregados está diretamente relacionado ao consumo de
água potável. Conseqüentemente, a tarifa é normalmente cobrada
como um adicional na conta de consumo de água.
Taxas sobre os efluentes
Estas taxas podem ser baseadas na real qualidade e quantidade dos
efluentes líquidos, em um volume fixo por domicílio ou indústria,
levando em conta informações existentes sobre a indústria (produção,
número de empregados, etc.). A cobrança de taxas sobre os efluentes
tem sido aplicada principalmente na Europa Ocidental, em alguns
países em desenvolvimento (como a Indonésia e México) e em alguns
países asiáticos.
Licenças de descarga
A autoridade responsável fixa os limites máximos de emissões totais
permissíveis de um poluente no esgoto ou em águas superficiais. Nas
licenças de descarga, podem ser incorporadas taxas para a recuperação
de custos. Um sistema de permissão pela emissão de licença exige um
monitoramento de fluxos e da qualidade dos efluentes.
A elaboração e a implementação de mecanismos de recuperação de
custos no setor de efluentes líquidos são processos complexos que
exigem arranjos técnicos, institucionais, legais e financeiros para um
sistema adequado de monitoramento, incluindo regulamentos e
legislação sobre os níveis de qualidade do recurso hídrico receptor e
padrões de emissão. Um sistema eficiente de cobrança deve ser
estabelecido, devendo contemplar a capacidade de definição das
tarifas apropriadas, a implementação de sistemas corretos de cobrança
bem como a aplicação de multas, se necessário. Além disso, os
poluidores devem estar dispostos e serem capazes de mudar seu
comportamento. Para a cobrança eficiente das taxas, o usuário deve
ser convencido de que ele deve pagar pelos serviços de esgoto ao
invés de ter que impor uma multa por descarga de resíduos.
2. Custo dos Serviços de Coleta e Tratamento dos Efluentes
Líquidos
Examinando os recursos financeiros necessários para o fornecimento
de serviços de coleta e tratamento dos efluentes líquidos, é bom
distinguir os recursos financeiros necessários para investimentos na
infra-estrutura (custos de capital) dos recursos financeiros para a
operação e manutenção do sistema (custos recorrentes).
Em meados da década de 90, o detalhamento das fontes financeiras
para investimento em suprimento de água e serviços de saneamento
básico foi calculado como segue (Winpenny 2003):
􀂃 setor público doméstico 65–70%;
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 31
􀂃 setor privado doméstico 5%;
􀂃 financiamento internacional 10–15%;
􀂃 companhias privadas internacionais 10–15%.
Os custos de capital podem ser subdivididos em custos de infraestrutura
(rede principal de sistema de esgoto, plantas de tratamento,
etc.) e custos de conexão (custos relacionados com a conexão de
domicílios ou indústrias à rede existente).
Opções de investimento
Há uma variedade de opções de investimentos para o desenvolvimento
de infra-estrutura de efluentes líquidos (Tabela 9). Na parte superior
da tabela são apresentados os investimentos “tradicionais”. Na parte
inferior, são apresentadas as abordagens mais inovadoras (mas
relativamente complexas).
Taxa de conexão
A taxa de conexão à rede principal de esgoto pode ser um problema
em muitos países, especialmente para populações de baixa renda. Em
Buenos Aires, Argentina, a taxa de conexão ao sistema era de
aproximadamente $1.000 dólares, o que, para famílias de Buenos
Aires com renda anual de cerca de $500 dólares, era inviável.
Existem vários mecanismos financeiros que podem facilitar o
pagamento da taxa de conexão (Tabela 10).
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 32
Tabela 9 - Fontes de financiamento (Fonte: UNEP/WHO/HABITAT/WSSCC 2003)
Tipo de Financiamento Características Limitações
Financiamento a fundo perdido:
a maior parte da infra-estrutura
existente de efluentes líquidos
tem sido financiada pelos
governos nacionais ou locais.
O auxílio supera a falta de vontade de cada
morador ou comunidade em pagar pelos
serviços. O sistema cobre completamente os
custos, com tarifas mais baixas que o
necessário.
As baixas tarifas não
incentivam indivíduos e
indústrias a reduzirem a
poluição.
Reduz a pressão para
identificação de solução
mais eficiente.
Empréstimos Governamentais
ou de Agências Multilaterais:
enfoque nos custos financeiros
da coleta e nas instalações de
tratamento de efluentes líquidos.
Tipicamente, contém um
componente de subsídio (menor
que as taxas de juros de
mercado ou de garantias de
risco de crédito).
Períodos longos de pagamento (comparado
com empréstimos comerciais).
O período de duração das instalações é o
mesmo do empréstimo.
O empréstimo tem menos risco já que
deve ser reembolsado.
Empréstimos de Instituições
Financeiras Internacionais:
financia projetos baratos. Inclui
condições de empréstimo para
maximizar incentivos, buscando
a eficiência dos serviços (tipos
de tarifa, medidas de
desempenho financeiro).
Mesmas características dos empréstimos
governamentais e de instituição
multilaterais
Freqüentemente exigem
uma garantia.
O uso de moeda
estrangeira expõe o projeto
aos riscos de flutuação do
câmbio.
Financiamento de Mercado
a) Empréstimos Bancários
Comerciais: são assegurados
por contratos e documentos que
garantem que os recursos serão
usados como planejado.
Bancos comerciais
geralmente exigem
garantias do setor público,
que nem sempre estão
disponíveis.
b) Papéis (municipal,
internacional)
Tradicional nos EUA, tais papéis são
isentos de impostos, tornando-os atraentes
aos credores e constituindo-se numa forma
de financiamento subsidiado.
Fundos rotativos: várias fontes
para financiar os custos do
projeto. Reembolsos
subseqüentes ao projeto são
usados para manter o fundo,
permitindo o financiamento de
outros investimentos.
O risco de pagamento da dívida é
disseminado por uma ampla gama de
devedores. Domicílios, comunidades e
investidores de propriedade também podem
aplicar em fundos rotativos para financiar
sistemas de esgoto locais.
No setor de saneamento, foram criados
fundos rotativos com grande envolvimento
do governo ou de doadores privados.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 33
Tabela 10 - Possíveis ‘soluções’ para taxas altas de conexão (Fonte: Suez-Lyonnaisse des Eaux,
1999).
Solução Descrição
Amortizaçao O pagamento da taxa de conexão é parcelado em vários pagamentos,
normalmente mensais.
Participação na instalação As pessoas ao se conectarem executam uma parte ou toda a instalação da
conexão, em troca, a taxa de conexão é diminuída.
Concessões ou subsídios Parte ou toda a taxa de conexão é subsidiada por uma agência (governo
municipal ou provincial, por exemplo).
Mecanismos de subsídios
cruzados
A taxa de conexão para uma determinada categoria da população é subsidiada
por outros usuários.
Esquemas de micro-crédito Uma certa categoria da população pode tomar empréstimo de um fundo ou
instituição a juros favoráveis para pagar a taxa de conexão.
􀂙 Reduzindo a Taxa de Conexão em La Paz-El Alto, Bolívia.
Em um acordo assinado pela companhia Águas del Illimani e a prefeitura de El Alto, várias
medidas foram adotadas para reduzir a probabilidade de que as altas taxas de conexão
impedissem a expansão dos serviços às comunidades de baixa renda. Em primeiro lugar, novos
clientes têm a opção de trabalhar na implementação das conexões. A taxa de conexão será
reduzida conforme a intensidade do trabalho executado. Esse esquema foi muito bem sucedido
já que somente 20% dos domicílios em El Alto optaram por pagar a totalidade da taxa de
conexão.
Taxas de conexão variáveis em El Alto La Paz:
Domicílios......................................................Taxa de conexão à rede
Sem trabalho.............................................................$ 180
Abertura de valas para conexão doméstica...............$ 150
Abertura de valas para conexão e para a rede...........$ 130
Em segundo lugar, a população mais necessitada pode pagar a taxa de conexão em um período de 3 a 5 anos.
Além disso, a companhia também oferece taxas de conexão a juros subsidiados para domicílios de baixa renda
em áreas periféricas. Para a maioria das casas da área metropolitana é cobrada uma taxa de juros de 12%,
enquanto que nos arredores de El Alto, os domicílios pagam 8% de juros.
Fonte: Komives 1999
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 34
􀂙 Reduzindo a Taxa de Conexão em Buenos Aires, Argentina.
No final de 1990, o serviço de água em Buenos Aires, Argentina, denominado Águas
Argentinas, empreendeu uma série de projetos em conjunto com a municipalidade de Buenos
Aires e os residentes locais para ampliar a cobertura de serviço de suprimento de água e de
saneamento em áreas de baixa renda. Os projetos eram participativos, baseados na relação
direta entre os residentes da área onde o projeto foi implementado, a companhia e a
municipalidade na qual o projeto se localiza.
Os residentes que solicitaram o serviço forneceram a mão de obra necessária para a construção
da conexão.
A companhia treina aos residentes e supervisiona o projeto. A municipalidade fornece o material necessário
para a construção das conexões.
Fonte: Suez-Lyonnaisse des Eaux 1999
Tarifas
Em geral, a composição da tarifa para serviços de efluentes líquidos
deveria considerar:
1. volume de efluentes líquidos produzidos para que os
consumidores procurem limitar a quantidade de efluentes
produzida. Quanto menor o volume de efluentes líquidos
produzido, menor será o preço cobrado ao consumidor;
2. a tarifa deve cobrir os custos de operação e manutenção e pelo
menos parte do investimento empregado para a instalação das
linhas principais da rede de esgoto. No caso de uma empresa
privada, a tarifa de água também deve incluir uma taxa de retorno
aceitável para os acionistas;
3. a composição da tarifa deve ser justa e eqüitativa e tem que
considerar as necessidades dos membros mais pobres da
comunidade.
É importante que as tarifas cobradas sejam de simples administração e
fiscalização e de fácil entendimento pelos consumidores. O
consumidor relutará em pagar uma conta que não compreende.
Enquanto o investimento na infra-estrutura e a taxa de conexão são
cobradas uma única vez, a companhia deve gerar renda de forma
contínua para poder operar e realizar serviços de manutenção dos
sistemas de coleta e tratamento dos efluentes líquidos. Para isso, ela
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 35
precisa cobrar os usuários continuamente pelo fornecimento desses
serviços. Como mencionado anteriormente, a cobrança dos usuários
pelos serviços de efluentes líquidos pode ser realizada de várias
maneiras, como a cobrança baseada no consumo, cobrança dos
efluentes lançados e licenças de descarga.
Talvez a forma mais comum de cobrança dos usuários pelos serviços
seja através de uma porcentagem sobre a conta de água que os
consumidores têm que pagar. A lógica é que o volume de efluentes
líquidos produzidos é proporcional à quantidade de água consumida.
􀂙 Gestão de Efluentes Líquidos em Guanajuato, México – taxando o consumo de
água.
Em 1996, o Regulamento NOM-001-ECOL estabeleceu os padrões de qualidade que os
efluentes líquidos tratados deveriam ter antes de serem descarregados em corpos d’água. Uma
multa de $ 0,25 dólares é cobrada por metro cúbico de efluente líquido que não cumpre os
padrões. Em resposta a este regulamento, a companhia de suprimento de água e de serviço de
saneamento local (SIMAPAG) construiu uma planta de tratamento de efluentes líquidos. O
financiamento para a construção dessa planta veio de uma concessão do governo federal (24%)
e do governo local (40%). Os 36% dos custos restantes para a construção da planta foram
pagos pela SIMAPAG, que implementou a cobrança de 10% sobre a conta de água pelos
serviços de saneamento. Assim, todos os consumidores de água potável em Guanajuato pagam
10% a mais para cobrir os custos da planta de tratamento de efluentes líquidos.
Além disso, a SIMPAG começou a explorar a possibilidade de vender efluentes líquidos tratados para re-uso. O
custo de tratamento de 1 metro cúbico de efluentes líquidos é $0.11 dólares. Clientes industriais que não
exigem água potável para o processo de produção dispuseram-se a pagar $0.50 dólares por metro cúbico de
efluente líquido tratado.
Fonte: Dutch Association of Water Boards 2003
O sistema de taxação de efluentes é mais complexo e exemplificado
pelo sistema usado na Holanda (veja a seguir).
Deve ser observado, no entanto, que nem todos os usuários de
serviços de efluentes líquidos podem arcar com as cobranças
relacionadas com os custos de recuperação. Considerando esses
aspectos, o planejamento de composição da tarifa pode incluir um
mecanismo de subsídio cruzado que viabiliza o pagamento aos grupos
de baixa renda. O subsídio cruzado requer que uma categoria de
usuários pague mais por um bem ou serviço de forma que outros
possam pagar menos. A categoria de clientes que pagam mais subsidia
a categoria de clientes que pagam menos que o preço de custo. Os
subsídios cruzados podem assumir várias formas que dependem das
categorias de usuários selecionados. Uma forma refere-se ao subsídio
por setor (por exemplo, o setor comercial) de um outro setor (por
exemplo, setor doméstico). Outro mecanismo de subsídio cruzado
freqüentemente usado é a tarifa crescente em bloco (IBT, em inglês).
IBT tem dois ou mais preços para os serviços prestados, onde cada
preço aplica-se ao cliente pertencente a um bloco definido. Preços
dentro de IBTs aumentam em cada bloco sucessivo. Algumas
estruturas de tarifa chegam a ter até dez blocos, cada um com um
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 36
preço diferente. A característica comum de IBTs, como eles são
aplicados em países em desenvolvimento, é que o preço do primeiro
bloco é estabelecido deliberadamente abaixo do custo. Assim, IBTs
asseguram que o consumo de nível básico seja possível de ser pago
por todos os consumidores. Porém, sob algumas condições, IBTs
podem funcionar contra os consumidores de baixa renda.
􀂙 Cobrança pelo Tratamento de Efluentes Líquidos na Holanda
Na Holanda, os Comitês de Gestão são, entre outros, responsáveis pela gestão do tratamento de efluentes líquidos urbanos. Para financiar as atividades necessárias ao tratamento de efluentes líquidos, os Comitês cobram uma taxa de poluição da água, que é imposta aos consumidores de água na área de cobertura do Comitê. Estes usuários incluem: domicílios; indústrias que descarregam efluentes líquidos em águas superficiais ou no sistema de esgoto. Cada um deles deve pagar a taxa conforme o volume de efluentes líquidos que descarrega no sistema de esgoto. Para os domicílios há uma taxa fixa, para as indústrias a taxa depende da escala de poluição que causam na água. Em um sentido restrito, não se questiona o serviço direto, individual  (tratamento de efluentes líquidos), executado em troca da taxa de poluição. Porém, há uma relação clara entre os usuários dos serviços de tratamento de efluentes líquidos e as pessoas que são cobradas.
A taxa de poluição é calculada baseada no consumo de oxigênio dos materiais descarregados (e a uma extensão muito limitada, a quantidade de certos metais pesados e sais). A taxa de poluição baseia-se no equivalente de poluição, que seria a quantia de efluentes líquidos que uma pessoa produz por ano. Em 2002, a taxa de poluição comum era de $50 dólares americanos por ‘unidade de poluição'. Uma família paga em média por três taxas, ou $150 dólares por ano.A produção de unidades de poluição (milhões) por indústria e domicílios e a descarga total em águas superficiais nos Países Baixos são:
1970 1980 1990 1995
Indústria 333 13,7 9,8 10,2
Domicílios 12,5 14,3 14,9 15,3
Dissolvido em plantas de tratamento 5,5 12,6 17,0 18,6
Descarga na superfície 40,0 15,4 7,7 6,9
Fonte: Dutch Association of Water Boards 2003
Na última década houve uma mudança significativa na forma das pessoas verem o financiamento dos serviços relativos aos efluentes
líquidos. Enquanto, historicamente, as companhias solicitavam
financiamento do governo para fazer frente aos investimentos de
operação e gestão, em anos mais recentes, as companhias foram
forçadas a buscar os recursos financeiros nos usuários para cobrir seus
custos. Com a necessidade crescente para assegurar sua renda a partir
dos consumidores, as companhias devem desenvolver uma estratégia
focada no consumidor, o que significa que o envolvimento dos atores
no suprimento de serviços de efluentes líquidos deve aumentar.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 37
3. Envolvimento do Setor Privado
O setor privado pode ser chamado a financiar os empreendimentos
relacionados à gestão de efluentes líquidos. São três os principais tipos
de financiamento:
3.1. Contrato de Concessão
Fundamento: o governo concede a uma organização privada
responsabilidade total pela infra-estrutura de serviços em uma área
especifica por um período determinado (geralmente 20-30 anos),
incluindo todas as atividades relacionadas pela operação, manutenção,
coleta e gestão. O concessionário também é responsável pelos
investimentos de capital.
Estrutura financeira: o concessionário cobra a tarifa diretamente dos
usuários. A tarifa é estabelecida pelo contrato de concessão, algumas
vezes com o apoio financeiro do governo.
Vantagens potenciais: injeção de capital privado, a responsabilidade
combinada para operação e investimentos é um incentivo para as
decisões de investimentos e inovações, menos sujeitos à interferência
política do setor público.
Desvantagens potenciais: politicamente controverso e difícil de
organizar, exige uma regulamentação sólida do setor público, a
dificuldade de previsão de eventos nos próximos 20-30 anos resulta
em freqüentes renegociações de contratos, competição é limitada a
uma única vez no período de 20-30 anos.
3.2 Contrato COT
Fundamento: os contratos Construção-Operaçao-Transferência
(COT) têm por objetivo trazer investimento privado à construção de
novas plantas de infra-estrutura. Os contratos têm duração de 20-30
anos.
Estrutura financeira: o setor privado pode recuperar os custos de
investimento operando a infra-estrutura durante o tempo do contrato,
seja através da cobrança de tarifas do usuário final ou através de um
acordo com o setor público, específico para a recuperação de custos
(off-take agreement).
Vantagens potenciais: injeção de capital privado adequado para a
construção de nova infra-estrutura.
Desvantagens potenciais: projetos muito complexos, competição
entre companhias privadas devido à duração do contrato, exigem uma
regulamentação sólida do governo.
3.3 Divestiture
É a forma menos comum de envolvimento do setor privado. É uma
forma de privatização na qual os bens da companhia são comprados
por um operador privado que se torna proprietário da sede, ao
contrário da maioria das formas de participação do setor privado, em
que o governo permanece proprietário dos bens mas a operação é feita
por uma companhia privada. Os casos mais famosos são as
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 38
companhias de água da Inglaterra e País de Gales e de Santiago
(EMOS).
􀀩 Sem o envolvimento dos atores no suprimento de serviços
de efluentes líquidos, as companhias não conseguirão
recuperar os custos com a gestão de efluentes líquidos.
IV. Gestão de Recursos Hídricos na Cidade do Amanhã
A abordagem para a gestão dos recursos hídricos na cidade do amanhã deve fundamentar-se na sustentabilidade em todos os aspectos. Na Tabela 11, comparam-se vários aspectos da gestão hídrica utilizados atualmente com aqueles que podem ser usados na cidade do amanhã. A atual abordagem para a gestão hídrica urbana foi desenvolvida historicamente com o objetivo de prevenir doenças, a partir de populações pequenas com nível baixo de consumo de água e com abundancia de água com padrão adequado para o consumo humano.
São características da atual gestão hídrica urbana:
1. Água potável: 2-8 litros/capita necessário; 150-300 produzidos
2. Grandes perdas por transporte
3. Preço estimula o consumo
4. Água de alta qualidade usada para transporta poluentes
5. Exploração de água subterrânea sem cobrança
􀂙 O Programa Estratégico do Serviço de Saneamento Básico de Ouagadougou,Burkina Faso.
O Programa Estratégico do Serviço de Saneamento em Ouagadougou é uma experiência inovadora que tem por objetivo colocar em prática uma nova visão do serviço de saneamento urbano e disseminar esse conceito entre a população dessa cidade. Nesse Programa, o enfoque integrado considera que o desenvolvimento do serviço de saneamento deve colocar os aspectos econômicos, de planejamento urbano, de higiene, culturais, educacionais e políticos no mesmo nível da tecnologia. As técnicas usadas nesse Programa não são inovadoras: o que difere é a forma de gestão participativa que, por si só, leva os beneficiários a entender e apoiar o projeto. A participação local, no entanto, deve ajustar-se aos mecanismos legais, fiscais, institucionais e organizacionais nos quais a vida urbana e a gestão da cidade se baseiam.Em vez da obrigação de pagar, o Programa Estratégico do Serviço de Saneamento básico de Ouagadougou considera primordial a vontade de pagar, ou melhor, o tipo e a forma de contribuição de usuário: serviços pagos através da composição de tarifa, participação física nas instalações, participação financeira em investimentos, etc. A contribuição depende da satisfação dos usuários com a situação existente, da sua compreensão das melhorias que os projetos podem trazer e da forma que cada domicílio escolher para adaptar seu orçamento para efetuar as mudanças desejadas no ambiente.
Fonte: Suez-Lyonaisse des Eaux, 1999,
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 39
6. Descarga de água da chuva em vez de armazenamento e infiltração
7. Mistura e diluição de categorias de resíduos
8. Infra-estrutura sofisticada, de alta tecnologia.
Tabela 11 - Comparação da gestão de recursos hídricos nas cidades atuais e a gestão sugerida para cidade do amanhã.
Aspecto Atualmente em uso Cidade do amanhã
Estrutura organizacional Organizações separadas para diferentes tipos de água.
Área urbana coberta inteiramente.
Uma única organização para gestão da água em toda a área urbana.
A cidade é subdividida em unidades de gestão de água (UGA) com alto nível de responsabilidade.
Água é um bem comercializável entre as unidades.
Unidades Dependem da preferência das organizações de gestão de água.
Determinadas pelas possibilidades em administrar os recursos hídricos em uma unidade.
Organização da UGA
Filosofia Vários tipos de água que não tem relação entre si.
Vários tipos de água são parte de um mesmo ciclo, servindo para diferentes usos em diferentes momentos.
Qualidade Uma só qualidade para todas as finalidades.
Uma qualidade para a água potável, e uma outra qualidade para os demais usos.
Distribuição Sistema de canalização subterrâneo,vendedores.
Água potável vendida em lojas, outros usos por sistema de canalização.
Água potável
Origem Onde estiver disponível Das cercanias.
Qualidade Qualquer qualidade de efluente líquido é aceito Somente são aceitos efluentes líquidos limpos, o usuário/ organização é responsável pela qualidade do efluente líquido que descarrega.
Coleta Efluentes de origem doméstica e industrial são canalizados a um ponto de descarga ou para uma central de tratamento.
Coleta de efluentes líquidos limpos na UGA direcionada para processo posterior.
Fluxo de diferentes resíduos são mantidos à  parte.
Tratamento Predominantemente do tipo lodo ativado.
Processamento posterior determinado pelas opções de re-uso/recuperação e pelo uso específico da água dentro da UGA.
O objetivo é o re-uso indireto.
Efluentes líquidos
Descarga Na superfície do corpo d’água mais próximo.
Depende das possibilidades dentro da UGA, por exemplo: irrigação, recarga da água
subterrânea, descarga em águas de superfície.Remoção Remoção rápida para não ter problemas de inundação.Fazer o melhor uso possível do recurso.
Água da chuva
Processamento Remoção para o esgoto. Coleta, armazenamento temporário, seguido por algum tipo de tratamento.
Uso Nenhum Várias opções: limpeza de ruas, áreas verdes,recarga do lençol freático, água potável.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 40
São desvantagens da abordagem atual:
1. Perda de recursos valiosos
2. Água, nutrientes, químicos, energia
3. Poluição contínua do recurso hídrico
4. 5 M p.e. planta de tratamento, 90% eficiência, descarrega 0,5 M p.e.
5. Perda de recursos valiosos
6. Diluição e mistura de resíduos aumenta os custos do tratamento
7. Investimentos da infra-estrutura necessária e custos de operação e manutenção impossíveis de serem pagos
8. Diminuição da água subterrânea A gestão do recurso hídrico no ambiente urbano deve ser tratada em todos os aspectos:
Qualidade e quantidade da água
• Potável.
• Industrial.
• Manutenção da cidade - incêndios, limpeza de ruas, jardins.
Disposição adequada de:
• Descarga e tratamento da água servida.
• Descarga da água da chuva.
Na realidade há uma premência que se encare os resíduos de forma diferente da que têm sido tratados e que haja uma atitude de responsabilidade dos usuários em relação ao recurso.
A comparação anteriormente descrita é ilustrada na Figura 23
(Otterpohl et al., 1998), que compara duas comunidades. A comunidade (A) com um sistema único de gestão da água, e a comunidade (B) com um sistema praticamente fechado de gestão de água. A comunidade (A) não assume responsabilidade pela gestão da água, ou seja, a água é tomada de um lugar e enviada para outro, geralmente através da descarga em um rio. Então, a comunidade não se interessa se os efluentes líquidos são tratados, se a água subterrânea é recarregada ou se a água da chuva é coletada, desde que não falte água. A comunidade (B), por sua vez, aceita a responsabilidade completa pela qualidade da água sabendo que esta água vai tornar-se no futuro, novamente, água potável. Então, o consumo determinado pela conservação do recurso, geração de resíduos limpos, tratamento apropriado, manutenção do lençol freático, etc. é de claro interesse da comunidade.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 41
Figura 23 - Fluxo de massa linear na abordagem tradicional (A) e fluxo de massa em uma
abordagem de saneamento urbano sustentável (B) (Otterpohl et al., 1998).
A continuidade da prática de utilizar a água urbana como se fosse um negócio é insustentável e tem levado ao estabelecimento de problemas significativos relacionados à saúde pública, ao ambiente e, portanto, à economia. Porém, a gestão de água urbana não é um assunto que requeira uma única abordagem para todas as cidades. É necessária uma abordagem diferenciada, adequada para cada cidade e até mesmo dentro de uma mesma cidade, dependendo de uma ampla gama de fatores e resultando em um enfoque ajustado às diferentes áreas (centro, subúrbios, zonas industriais, etc.).
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 42
É oportuno que os gestores urbanos reconheçam essas necessidades e procurem adotar a abordagem das Unidades de Gestão de Água (UGA), baseada na responsabilidade real pela quantidade e qualidade de água.
Abordagens Convencionais e Inovadoras Módulo 2
Gestão de Efluentes Líquidos em Municípios Costeiros 43

Aguapé só para desinfetar
por Ludmila Curi - publicado em 17/01/2007
Ludmila Curi*
Água de beber, água de benzer, água de banhar....aguapé só para desinfetar. O aguapé, cujo nome científico é Eichhornia crassipes, é uma planta aquática com grandes raízes capazes de absorver partículas orgânicas, nutrientes e até metais pesados. Esse tipo de vegetação se prolifera com facilidade nas margens dos rios e lagoas poluídos. A novidade é que a espécie, se cultivada em um simples sistema de tanques, pode ser utilizada na despoluição de água corrente.
—Sabendo disso, a Escola Constructor-Sui, localizada numa área de reserva urbana da mata atlântica, resolveu inovar. Em 2001, foi instalado no colégio o protótipo de uma estação de tratamento de água que prevê o uso do aguapé como filtro biológico. A cobaia foi o Rio Rainha, que nasce no Alto do Parque da Cidade, atravessa a escola, na Gávea, e desemboca no canal da Rua Visconde Albuquerque, no Leblon.
                                      
Água do Rio Rainha depois da despoluição com aguapés
A idéia surgiu após observação do estado de degradação do Rio Rainha, poluído com esgoto doméstico, lixo e metais pesados. Por contar com uma proposta pedagógica centrada na preservação do meio ambiente, a Constructor-Sui resolveu trabalhar na prática a questão da água como bem de primeira necessidade e recurso não-renovável. A partir daí foram pesquisadas algumas técnicas de despoluição viáveis e, por estímulo da professora Carmem Roquette Pinto, pesquisadora da Universidade Federal Fluminense (UFF) e especialista no uso de plantas aquáticas, optou-se pela utilização dos aguapés.
A escola já contava com uma fonte de captação do Rio Rainha e um pequeno tanque que foi adaptado para a primeira etapa do processo - a sedimentação da água. Para o funcionamento do sistema, foi construído um tanque vegetado com os aguapés e um outro para receber a água limpa. Neste segundo tanque os alunos observavam diversas formas de vida, como pequenos peixes e crustáceos, onde antes só se via lixo e esgoto. Em seguida, a água tratada seguia para Rio Rainhazinha, um afluente do Rainha. "A água chegava suja do Rainha, passava pelos aguapés e saía limpa. Os alunos ficaram espantados de ver como isso é possível.", comentou Lysette Raymundo, vice-diretora da escola.
Os estudantes acompanhavam a transformação da água poluída em limpa. Alunos, professores, funcionários e auxiliares da escola se envolveram na construção do primeiro protótipo de uma estação de tratamento natural de água. O projeto, cujo objetivo maior era sensibilizar sobre a importância da água, foi base para aulas práticas de educação ambiental.
                                      
Carmem e dois funcionários controlam o crescimento dos aguapés
Em junho de 2001, a iniciativa deu frutos. Foi promovido um seminário no Instituto Moreira Salles para professores e alunos das redes de ensino pública e privada. Nos encontros, profissionais da Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ), da Universidade Federal Fluminense (UFF), da Pontifícia Universidade Católica (PUC) e da Fundação Getúlio Vargas (FGV) discutiram temas como sistemas de tratamento de águas, desenvolvimento sustentado, reciclagem e cidadania ecológica. O evento culminou com uma visita ao sistema de tanques da Constructor-Sui.
Para a professora Carmem Roquette Pinto, coordenadora técnica do projeto, fica a lição de que é possível fazer um trabalho ecológico com apropriação pedagógica quando se desperta o interesse dos alunos. A Constructor-Sui mostra-se apenas como um exemplo que pode ser reproduzido, inclusive, nas escolas públicas municipais."É uma tecnologia inovadora e de baixo custo, um exemplo de como se pode fazer muita coisa com pouco dinheiro e criatividade. A escola precisa apenas desenvolver um trabalho integrado, mostrando para os professores essa proposta multidisciplinar e conscientizando os alunos. Com apoio da comunidade na construção dos tanques, uma equipe técnica pequena que domine o cultivo das plantas aquáticas e o incentivo de um laboratório ou universidade que faça as análises da água, é possível. Quando há vontade, tudo fica muito mais fácil", destaca.
O trabalho durou um ano, tempo em que contou com o financiamento da Organização Brasileira de Projetos Especiais (Obrape), mantenedora da Constructor-Sui. Neste período, a escola recebeu apoio da Associação de Moradores do Alto Gávea (Amalga) e da ONG Onda Azul.

Contato:
E-mail da professora Carmem Roquette Pinto: clmilu@tropicalbr.com.br

—*Ludmila Curi é repórter do Programa Século XX1.

veja também em chaves
© MULTIRIO 1995-2008.
Permitida a reprodução para fins educativos e de informação, com indicação da autoria da matéria—e do site da MULTIRIO, vedada qualquer utilização comercial ou com fins lucrativos.

Data: 01/09/2003
Empresa nuclear usa aguapés para limpar lagoas de decantação

Rio, 1 de Setembro de 2003 - O aguapé, planta que muitos consideram uma praga aquática por se multiplicar com grande rapidez, foi a solução encontrada para acabar com a concentração de substâncias tóxicas na lagoa de polimento da Indústrias Nucleares do Brasil (INB), em Resende, no Rio. A lagoa é o último estágio de tratamento dos resíduos industriais antes que o efluente seja devolvido ao meio ambiente.
O projeto desenvolvido em escala piloto pela Eflutec, pequena empresa parida na Incubadora da Coordenação dos Programas de Pós-Graduação em Engenharia (Coppe), da Universidade Federal do Rio de Janeiro (UFRJ), começa agora a ser implantado pelos técnicos da INB. A seleção de mudas do próprio viveiro da estatal começará a ser realizada nesta semana. Posteriormente, elas serão transportadas para uma série de armações de madeira, com várias reentrâncias, que vão possibilitar que as raízes da planta suguem os elementos tóxicos ainda existentes na lagoa.
"O projeto foi engavetado no começo do ano com a mudança da diretoria. Após a formação da nova diretoria, decidimos reativá-lo já que tem baixo custo para a empresa, resultados satisfatórios e será monitorado por pessoal próprio", explica João Manoel Gonçalves Barbosa, assessor de Comunicação Institucional e Corporativa da INB.

Ausência de metais pesados

Com alto poder de absorção de substâncias inorgânicas - tóxicas ou não -, os aguapés só puderam ser usados no projeto porque a lagoa não contém substâncias com metais pesados. Depois da absorção, a planta poderá ser usada como adubo nos viveiros da INB.
"Com a falta de chuvas houve uma concentração de substâncias tóxicas na lagoa. Com o manejo adequado dos aguapés, conseguimos absorver todas as substâncias", diz Luzia Semedo, sócia-gerente da Eflutec. "A estiagem provoca o aumento de concentração de amônia nas águas da lagoa. Os aguapés têm poder de reduzir consideravelmente esses níveis", informa Gonçalves Barbosa.
O projeto-piloto foi desenvolvido entre 2001 e 2002, com o uso de aguapés de idades e tamanhos variados. Depois de diversas análises, os técnicos da Eflutec - formada por microbiologistas, sanitaristas, engenheiros químicos e botânicos- encontraram o tamanho e a idade das plantas mais apropriados para o sucesso do projeto.
"O manejo adequado das plantas, impedindo o seu crescimento acelerado, é um dos segredos do projeto que desenvolvemos para a INB. O corte da planta no momento certo, possibilita uma maior absorção de material indesejado", explica a sócia-gerente da Eflutec.
Por trabalhar com material radioativo, o meio ambiente é uma das principais preocupações da INB. A energia nuclear não é olhada com bons olhos pelos ambientalistas e por uma boa parcela da sociedade.
No Brasil, a situação da INB não é das mais confortáveis. Sucessora da Nuclebrás, projetada para atender as oito usinas nucleares do acordo inicial Brasil-Alemanha - só uma foi construída, além de Angra I que não fazia parte do acordo -, nos últimos anos, a INB vem acumulando prejuízos e trabalhando com uma ociosidade de 70% em suas duas unidades, em Resende, no Rio.
As receitas estão restritas à venda do urânio enriquecido - comprado do consórcio europeu Urenco - para a Eletronuclear. A empresa também exporta para duas centrais nucleares da Argentina.
kicker: A planta é uma alternativa barata para a retirada de substâncias tóxicas dos reservatórios







02:21 Aguapés podem ser alimento para suínos e ovinos
São Paulo
——O Instituto de Zootecnia (IZ) vai ajudar a Companhia Paulista de Força e Luz (CPFL) a dar um destino adequado para as cerca de 120 toneladas diárias de matéria vegetal - aguapé e outras gramíneas - que prolifera nas águas das represas hidrelétricas da companhia e dificultam os trabalhos de geração de energia. O objetivo é utilizar estas plantas aquáticas na alimentação de suínos em fase de crescimento e de ruminantes.

De acordo com os pesquisadores do IZ, destinar as plantas aquáticas para a alimentação de suínos e ovinos pode abrir uma possibilidade de destino do material colhido, preservando o ambiente, apresentando novas alternativas e disponibilizando tecnologias à real demanda do produtor rural. "Faremos uma análise bromatológica e ensaios de digestibilidade para saber quanto os suínos conseguem aproveitar deste material", explica o zootecnista Fábio Henrique Lemos Budiño, um dos responsáveis pelas pesquisas com suínos.

O outro projeto é voltado para a produção de feno à base de plantas aquáticas para a ovinocultura. De acordo com os zootecnistas Josiane Aparecida de Lima e Eduardo Antonio da Cunha, a alimentação é uma das principais preocupações dos criadores. O alimento volumoso representa elevado custo. As pastagens, destacam os pesquisadores, necessitam de critérios como correção da acidez do solo, fertilização, manejo efetivo e adequado à criação de ovinos. E, ainda, há épocas do ano em que o crescimento e produção de pastagens são limitados em qualidade e quantidade. "Nessas circunstâncias os produtores têm que produzir ou adquirir comercialmente volumoso conservado - silagem ou feno -, demandando mais gastos financeiros", explicam.

A proposta elaborada poderá oferecer uma alternativa vantajosa não somente para os ovinocultores, mas também para outros segmentos da pecuária, como bovinos e caprinos, que poderão ter nas plantas aquáticas um componente barato para alimentação do rebanho.

Após as pesquisas, o IZ fornecerá um relatório com os resultados e conclusões sobre a viabilidade de uso das plantas aquáticas na alimentação dos animais. As informações são do O Estado de S. Paulo
Os esgotos, ricos em matéria orgânica, são lançados, na maioria das vezes, sem tratamento prévio no meio ambiente, poluindo corpos aquáticos e pondo em risco a saúde das populações que utilizarão essa água. Por isso, antes do lançamento em corpos aquáticos, esses efluentes precisam passar por um tratamento prévio que melhore sua qualidade e assim diminua o impacto negativo de seu lançamento no meio ambiente. Este trabalho avalia um sistema de “wetlands” construídos (constituído de 5 tanques de cimento amianto – sendo 1 controle e os outros 4 vegetados com Typha spp, com capacidade de 227 litros, enchidos com brita 19mm até 40cm de altura e alimentado com água de um córrego poluído por esgotos domésticos) com 10 dias de detenção hidráulica, na remoção de colifagos somáticos e bacteriófagos F-específicos. Após sete meses de análise (jan-jul/01), os tanques vegetados mostraram uma taxa de remoção média de 88,4% (DBO5), 99,96% coliformes fecais), 99,75% (colifagos somáticos) e 99,86% (bacteriófagos F-específicos). O tanque controle apresentou remoções médias menores que os tanques vegetados. A temperatura foi a mesma no tanque vegetado e no tanque controle, ambas com diferença de 2% em relação à temperatura do afluente. O pH aumentou 3,7% no tanque controle e foi reduzido em 1,8% no tanque vegetado. Já a condutividade elétrica decresceu em 12,7% no tanque controle e aumentou 90,1% nos tanques vegetados. O oxigênio dissolvido não teve aumento significativo, nos tanques controle e vegetados, respectivamente. A influência da vegetação ficou evidente, nos wetlands vegetados, pelas menores remoções no tanque controle. Esse sistema mostrou-se muito eficiente para remover colifagos e os bacteriófagos F-específicos que provavelmente possam ser utilizados como indicadores de vírus patogênicos (em especial estes últimos).
Palavras-chave: esgotos, wetlands construídos, remoção de microrganismos.
ABSTRATC
The sewers, rich in organic matter, they are thrown, most of the time, without previous treatment in the environment, polluting aquatic bodies and putting in risk the health of the populations that you/they will use that water. Therefore, before the release in aquatic bodies, those effluents need to pass for a previous treatment that improves your quality and reduce like this the negative impact of your release in the environment. This work evaluates a system of " built wetlands " (constituted of 5 tanks of cement amianthus - being 1 control and the other ones 4 vegetated with Typha spp, with capacity of 227 liters, filled with it breaks 19mm up to 40cm of height and fed with water of a stream polluted by domestic sewers) with 10 days of hydraulic detention, in the removal of somatic colifagos and F-specific bacteriófagos. After seven months of analysis (jan-jul/01), the vegetated tanks showed a rate of medium removal of 88,4% (DBO5), 99,96% (fecal coliformes), 99,75% (somatic colifagos) and 99,86% (F-specific bacteriófagos). THE tank control presented smaller medium removals than the vegetated tanks. The temperature was the same in the vegetated tank and in the tank it controls, both with difference of 2% in relation to the temperature of the tributary. The pH increased 3,7% in the tank it controls and it was reduced in 1,8% in the vegetated tank. The electric conductivity already decreased in 12,7% in the tank it controls and it increased 90,1% in the vegetated tanks. The dissolved oxygen didn't have significant increase, in the tanks control and vegetated, respectively. The influence of the vegetation was evident, in the vegetated wetlands, for the smallest removals in the tank controls. That system was shown very efficient to remove colifagos and the F-specific bacteriófagos that can probably be used as indicators of virus patogênicos (especially these last ones).
Key-words: sewers, built wetlands, removal of microorganisms.
1-INTRODUÇÃO
A vida na Terra mostrou-se possível depois que o vapor d’água foi lentamente sofrendo resfriamento e se transformando em água (líquida). A água é indispensável aos organismos vivos. A água e a vida são indissociáveis.
Embora, mais de 70% do planeta Terra seja água, apenas uma pequena porcentagem é água doce e está facilmente disponível. O uso indiscriminado da mesma e as alterações de sua qualidade devido às descargas poluidoras, vêm tornando-a cada vez mais escassa.
Nos países em desenvolvimento, onde há deficiências de saneamento básico, a água é o destino final de diversos materiais contaminados e poluentes em geral jogados na atmosfera ou no solo. Esses poluentes podem infiltrar-se até os lençóis freáticos e a água subterrânea em geral, escorrer para os lagos, rios e oceanos, causando sua deteriorização (BRANCO, 1986).
Entre esses poluentes, destacam-se os esgotos domésticos e industriais lançados em corpos aquáticos, na maioria das vezes sem tratamento prévio. A matéria orgânica contida nestas águas alimenta as bactérias aeróbias decompositoras, e quanto maior a concentração de matéria orgânica, maior a população desses organismos decompositores e, portanto, maior a quantidade de oxigênio por eles consumido.
A água utilizada para o consumo humano, para a irrigação e outras atividades, deve apresentar padrões físico-químicos e sanitários apropriados para evitar riscos ao meio ambiente e preservar a saúde das pessoas e animais. Mais de 90% das doenças infecciosas são transmitidas por água contaminada, principalmente com esgotos domésticos. Dentre os microrganismos responsáveis por essas doenças destacam-se vírus e bactérias do trato intestinal. Dentre os vírus, citam-se os da hepatite, da pólio e os causadores de diarréias (como o rotavírus, por exemplo), entre outros (CEBALLOS, 2000).
Para minimizar os riscos das águas residuárias, reduzindo também a contaminação microbiológica, os “wetlands” construídos são considerados hoje como um método de tratamento que utiliza tecnologia simples, de fácil operação e custo baixo. Neles ocorre principalmente, boa ciclagem de nutrientes, a remoção da matéria orgânica e a diminuição dos microrganismos patogênicos presentes nas águas residuárias. Dentre os numerosos mecanismos que causam essa remoção, destacam-se a decantação (efeito peneira causado pelo biofilme microbiano aderido às raízes e ao substrato), o predatismo e a competição entre outros microrganismos e eventuais substâncias tóxicas produzidas pelas plantas e liberadas através de suas raízes (BRIX, 1994). O controle da eliminação de microrganismos através dos sistemas de tratamento é feito usando-se microrganismos indicadores de contaminação fecal. Dentre eles são usados os coliformes fecais e mais recentemente (em nível de proposta), os colifagos e os bacteriófagos F-específicos. Estes últimos são considerados prováveis indicadores da presença de vírus patogênicos no ambiente aquático. Sua detecção é importante na avaliação sanitária de águas superficiais e de efluentes de Estações de Tratamento de Esgotos ou de águas tratadas, por serem mais resistentes que os coliformes aos diferentes tipos de tratamento e aos desinfetantes como cloro, luz ultravioleta e ozônio. 2 - OBJETIVOS 2.1 - Objetivos Gerais: Avaliar o desempenho de “wetlands” construídos, aplicando-se dez dias de detenção hidráulica, na remoção de colifagos somáticos e bacteriófagos F- específicos associando-os à remoção de matéria orgânica e a outros parâmetros físico-químicos. 2.2 - Objetivos Específicos: • Avaliar a eficiência de remoção de colifagos somáticos e bacteriófagos F- específicos em “wetlands” construídos, com dez dias de detenção hidráulica; • Estudar no mesmo sistema a remoção de matéria orgânica (DBO5) e comparar ao longo do tempo, com a remoção de colifagos somáticos e bacteriófagos F-específicos. • Acompanhar as alterações dos valores de pH, temperatura, condutividade elétrica e oxigênio dissolvido nos “wetlands” construídos e no tanque controle, associados ao decaimento de colifagos somáticos e bacteriófagos F- específicos. 3- REVISÃO DE LITERATURA Do total de água existente no planeta, 97,5% forma os oceanos e mares e 2,5% são de água doce. A maior parcela desta água doce (68,9%) está nas calotas polares, nas geleiras e neves dos cumes das montanhas mais altas da Terra. Os 29,9% restantes constituem as águas subterrâneas doces. A umidade dos solos e as águas dos pântanos representam cerca de 0,9% do total e a água dos rios e lagos, cerca de 0,3% (REBOUÇAS et al., 1999). A água disponível à população para beber, preparar alimentos e para a higienização corporal precisa apresentar padrões rigorosos de qualidade para não comprometer a saúde pública. Esses padrões são definidos por parâmetros capazes de refletir, direta ou indiretamente, a presença efetiva ou potencial de algumas substâncias ou microrganismos que possam comprometer a qualidade da água, desde a sua estética à sua salubridade. Esta última, exige que a água não contenha microrganismos patogênicos
e/ou substâncias químicas nocivas. Do ponto de vista estético, as exigências se referem aos a spectos físicos e organolépticos que possam tornar a água indesejável ao consumidor, induzindo-o usar águas de melhor aparência porém, sem controle de salubridade (BRANCO, 1999).
Essa água ideal para o consumo humano, torna-se cada vez mais rara, porque os mananciais sofrem alterações devido às atividades humanas, tornando-os veículos de vários tipos de impurezas. Praticamente, 51% da população urbana brasileira não conta com sistemas de coleta de esgotos sanitários e menos de 10% do esgoto coletado recebe tratamento adequado (CABES,1998). O restante, cerca de 10 bilhões de litros de esgotos por dia, é lançado diretamente no meio ambiente, de maneira indiscriminada, comprometendo a qualidade dos corpos aquáticos receptores (CABES, 1998).
Rios e lagos constituem fonte de abastecimento de água para as populações e representam também o veículo natural para o escoamento dos produtos indesejáveis. O controle do lançamento de despejos na água abrange a proteção do manancial.
A saúde da população depende da qualidade, associada ao processo de potabilização, entretanto, em muitos lugares do mundo a população utiliza a água bruta do manancial para usos múltiplos (lavagem de roupas e utensílios domésticos, recreação, irrigação de hortaliças, etc.), incluindo o consumo humano. As descargas contínuas de substâncias poluidoras tornam esses mananciais progressivamente impróprios para o consumo. O principal efeito dos poluentes orgânicos como os esgotos, os detergentes e os fertilizantes, é a eutrofização. Define-se eutrofização como o processo acelerado de enriquecimento dos corpos aquáticos com nutrientes, principalmente compostos de nitrogênio e fósforo. Estes promovem o crescimento de algas e macrófitas, e quando em altas concentrações, os corpos aquáticos se evidenciam extremamente verdes e/ou cobertos de plantas enraizadas e flutuantes. Essa grande quantidade de algas e o excesso de plantas rapidamente alteram a qualidade da água, seja através de sua degradação, seja através de produtos que causam sabor, odor, toxinas, turbidez elevada e até inconvenientes nas estações de tratamento de água, visto que, algas causam o entupimento dos filtros de areia (ESTEVES, 1988; BRANCO, 1986), entre outros problemas.
Cada rio ou lago possui, até certo ponto, uma capacidade natural de receber poluentes. Essa capacidade de neutralização da matéria poluidora através dos processos de diluição, sedimentação e estabilização química é denominada autodepuração. Nos cursos d’água poluídos ocorre uma transformação gradual dos componentes orgânicos em sais minerais e gás carbônico, restabelecendo-se lentamente a limpidez das águas naturais (BRANCO, 1986).
A poluição, se não for contínua, diminui ao passar do tempo e com a extensão vencida pela correnteza, no caso do rio, graças à oxidação biológica feita pelos microrganismos, e à restauração do oxigênio dissolvido na água que é promovida pela aeração superficial ou pela atividade dos organismos fotossintetizantes (BRANCO, 1986).
Os “wetlands” naturais (Figura 1) se destacam entre os processos de autodepuração por serem áreas inundadas constante ou sazonalmente, que desenvolvem uma vegetação adaptada à vida em solos alagados, com valor ecológico inestimável quanto à melhoria da qualidade da água. Várzeas de rios, pântanos, brejos e estuários estão entre os ecossistemas mais férteis e produtivos do mundo, apresentando enorme diversidade biológica. Neles a água, os vegetais e o solo formam um ecossistema equilibrado, com a
reciclagem de nutrientes. Essa reciclagem é obtida através de processos químicos, físicos e biológicos (D'AMBRÓSIO, 1998).
Essas áreas ocupam aproximadamente 6% da superfície sólida do planeta. Mas, estão diminuindo em todo mundo, porque são drenados ou aterrados para expansão das cidades, ou alagados para construção de represas, assim como também utilizados como depósitos de lixo ou destruídos pela poluição, sendo lentamente extintos (D'AMBRÓSIO, 1998).
Fonte: www.viewimagem.com, 2001
Figura 1: Foto de um wetland natural
Os “wetlands” construídos visam estimular o uso e melhorar as propriedades dos “wetlands” naturais, relativas à degradação de matéria orgânica, ciclagem de nutrientes e conseqüentemente, melhorar a qualidade do efluente (MARQUES, 1999).
Esses sistemas artificiais têm sido usados em diversos países para o tratamento secundário e terciário de águas residuárias (SALATI JR. et al., 1999), pois são simples de construir, de fácil operação e manutenção e de custo baixo. Os componentes básicos de um wetland são:
1) Substrato - pode ser usado como substrato, resíduos de mineração como areia, silte, cascalho, brita e outros; e resíduos orgânicos. O substrato promove espaços vazios que servem de canais de vazão, facilitando o escoamento do esgoto ou da água poluída, de acordo com sua permeabilidade. Constitui, aliado às raízes das macrófitas aquáticas, local ideal para a remoção de nutrientes e para a formação do biofilme microbiano. O substrato deverá ser colocado sobre uma proteção impermeável de lona, manta, asfalto ou argila compactada, que evita a contaminação do solo e eventual infiltração até o lençol freático. Essas camadas permitem a contenção da água poluída no sistema (MARQUES, 1999; SALATI JR. et al., 1999);
2) Macrófitas aquáticas – podem ser usadas espécies vegetais nativas que se caracterizam por crescer em locais alagados a maior parte do tempo (JOLY, 1991). Suas raízes captam nutrientes e outras substâncias da água que alimenta o sistema. Incorporam ar pelas folhas e o transfere aos rizomas e raízes através do aerênquima (tecido vegetal de preenchimento). O oxigênio passa das raízes ao substrato, que pode apresentar-se em condições de anaerobiose por estar submerso. Essa transferência de oxigênio aumenta a degradação aeróbia de
compostos orgânicos no local (BRIX, 1997). As espécies mais usadas são as dos gêneros Typha, Juncos, Scirpus, Carex e Phragmites;
3) Biofilme microbiano - desenvolve-se na rizosfera, raízes e substrato. Esse filme biológico é composto por colônias de bactérias, protozoários, micrometazoários e outros microrganismos que degradam a matéria orgânica para sais inorgânicos tornando os nutrientes disponíveis para as macrófita (MARQUES, 1999);
4) Distribuição da água residuária pelo leito – deve ser caracterizada pela simplicidade de manutenção e operação. As estruturas de entrada e saída da água de alimentação podem ser trincheiras cheias de pedras para facilitar a distribuição do afluente por todo o leito, diminuir o impacto da correnteza sobre o biofilme e garantir a máxima assimilação de poluentes. Para a drenagem das trincheiras recomenda-se o uso de tubos de PVC, que também controlam o nível de água no sistema. Quando o fluxo se mantém embaixo e perto da superfície do substrato, trata-se de um “wetland” de fluxo subsuperficial e no caso do fluxo de água residuária manter-se na superfície do substrato (o que pode atrair insetos), denomina-se “wetland” de fluxo superficial (MARQUES, 1999).
As bactérias heterótrofas, comumente encontradas em águas naturais e nas que recebem matéria orgânica, proliferam no substrato, formando um biofilme que promove a autodepuração dessa água. Na degradação biológica dos constituintes orgânicos dos esgotos e na eliminação de patógenos em “wetlands” artificiais, o substrato e as raízes das macrófitas têm papel crucial (HAGENDORF et al., 2000).
A diminuição do número de bactérias dos esgotos – do grupo dos coliformes ou patogênicas – ocorre, segundo Branco (1986), entre outros processos, pela presença de bacteriófagos (vírus que parasitam bactérias), pela precipitação de partículas que arrastam as bactérias para o fundo, pela floculação e adsorção, pela falta de substâncias nutritivas para as bactérias de vida livre e conseqüentemente para as patogênicas. O antagonismo entre microrganismos patogênicos e os habitantes naturais contribuem para um certo grau de purificação do esgoto.
O tratamento secundário ou terciário de esgotos com “wetlands” construídos tem promovido efluentes finais de boa qualidade, tornando possível seu lançamento em corpos d'água ou a sua reutilização para fins não considerados nobres: irrigação restrita, por exemplo.
A água, pode ser transmissora de várias doenças. As enfermidades de veiculação hídrica são ocasionadas por microrganismos (vírus, bactérias, protozoários e helmintos). Tais patógenos, não fazem parte do conjunto de organismos que normalmente se encontram e reproduzem-se no meio aquático. Seu ambiente normal é o próprio trato intestinal do ser humano parasitado ou animais de sangue quente e a transferência desses microrganismos para as massas d'água, ocorre através das suas fezes (PELCZAR et al., 1980), acentuando a propagação das doenças.
O desencadeamento de doenças é de uma forma geral, o resultado da interação de fatores político-sócio-econômicos além de fatores físicos, químicos e biológicos. Interações essas que associadas com agentes que perturbam as funções vitais dos seres vivos, constituem o ambiente gerador de doença. As diarréias são uma ilustração da ação conjunta dos fatores que conduzem à doença e a mantém. Fatores como pobreza, abastecimento de água precário, escassez e contaminação de alimentos, hábitos
alimentares, falta de higiene pessoal e doméstica, lixo, ausência de rede coletora e estações de tratamento de esgotos, são os veículos de agentes patogênicos, que causam as infecções entéricas, agravantes da desnutrição e esta, por sua vez, influi na patogenia dos processos diarréicos, constituindo a causa básica mais importante da mortalidade na infância e das doenças recorrentes que determinam quadros de endemicidade (ROUQUAYOL et al.,1999).
Para que o lançamento ou reutilização dos efluentes tratados aconteça sem risco, é necessário o controle microbiológico freqüente e sistemático, informando a eficiência dos sistemas de tratamento na remoção de microrganismos. Torna-se primordial também a utilização de microrganismos indicadores que, quando presentes na água, “indiquem” que houve contaminação por fezes ou por esgotos; são estes os chamados “organismos indicadores” de contaminação fecal.
Os microrganismos indicadores de contaminação fecal permitem analisar volumes pequenos de água, com técnicas simples, de baixo custo e obtenção de resultados rápidos, ao contrário da análise sistemática de todos os microrganismos eventualmente contaminantes, que se torna difícil, onerosa e impraticável, principalmente nas regiões do país que apresentam escassez de recursos para tais investigações, mas que necessitam de água de boa qualidade para consumo (CEBALLOS, 2000).
Destacam-se entre os microrganismos indicadores de contaminação fecal, os coliformes e dentre eles o subgrupo dos coliformes fecais. Estes pertencem à família Enterobacteriaceae. Eles são bastonetes Gram-negativos não formadores de esporos que crescem a 44,5°C (termotolerantes). Nas fezes de animais homeotérmicos, sua concentração é em média, 108 a 1010 células por grama. Escherichia coli compõe 90% do total dos coliformes fecais que um indivíduo libera por dia (109 bactérias por grama de fezes). Esta bactéria atende os pré-requisitos de um bom indicador de contaminação fecal, principalmente porque é constituinte normal da flora intestinal de animais de sangue quente, como o homem e é de fácil detecção (CEBALLOS, 2000).
Ambientes de água doce também contém microrganismos parasitas intracelulares obrigatórios, como os bacteriófagos, que são vírus e portanto requerem a presença de bactérias hospedeiras viáveis para sua replicação. Estes vírus ao se replicarem, causam a lise da bactéria em aproximadamente 1 hora no chamado ciclo lítico. Podem também se associar ao genoma bacteriano introduzindo-lhe novos genes que lhe serão benéficos – no ciclo lisogênico (FARRAH,1987).
Os colifagos são bacteriófagos específicos de E. coli e foram considerados indicadores microbiológicos potenciais de qualidade da água e da eficiência de estações de tratamento de esgoto e por estarem presentes em águas que contém E. coli. Apresentarem-se no esgoto em número maior que nas fezes humanas e desenvolvem maior resistência ambiental que as bactérias (BITTON, 1987).
Atualmente são quantificados os colifagos somáticos, que se aderem à receptores da parede celular bacteriana e os bacteriófagos F-específicos, que se adsorvem ao pili F bacteriano, ou pili sexual encontrado nas cepas (F+) de E. coli (IAWPRC, 1991).
Os colifagos somáticos são usados como indicadores de contaminação fecal, principalmente quando há necessidade de resultados rápidos, em 4-6 horas (CEBALLOS, 2000). Os bacteriófagos F-específicos apresentam sobrevivência ambiental semelhante a alguns vírus entéricos humanos como os Coxsakie e Norwalk, além de possuir um tamanho semelhante a esses e ao Poliovírus, o que poderia levá-los futuramente, se confirmado através de pesquisas, a ser indicadores de contaminação viral. Por enquanto são necessárias mais investigações neste sentido (IAWPRC, 1991). 4. MATERIAL E MÉTODOS 4.1 - Descrição Geral do Experimento: O experimento com “wetlands” artificiais foi montado no Campus II da Universidade Federal da Paraíba, na cidade de Campina Grande (7°13' 11"S, 35° 52' 1" W, 550m acima do nível do mar). O sistema era constituído de 5 tanques de cimento amianto, com capacidade de 227 litros (72,5cm de diâmetro; 55cm de altura, área interna de 0,413m2) enchidos com brita de 19mm até 40cm de altura. Este experimento foi conduzido em batelada e alimentado (fluxo sub-superficial) diariamente com água procedente de um córrego poluído por esgoto doméstico (vindos de bairros próximos) que deságua no açude de Bodocongó após atravessar o Campus II da UFPB. Para que a alimentação fosse realizada, acima de cada tanque foi colocado um balde plástico, com capacidade para 20L, com uma torneira inserida na parte inferior. O balde foi colocado sobre uma plataforma de madeira, a 1,0m de altura para que o dispositivo de saída ficasse a 40cm da borda superior do tanque correspondente. A torneira esteve conectada a uma mangueira plástica flexível de 25mm de diâmetro, desaguando em um tubo de PVC de 75mm de diâmetro e 15cm de comprimento, que foi inserido na camada de brita até a profundidade de 20cm. Em cada um dos quatro tanques foram plantados, em profundidade de 20cm, 8 propágulos/m2 da macrófita Typha spp, e o tanque restante, sem plantas, foi usado como controle (Figuras 2 e 3) . As macrófitas foram coletadas em uma lagoa formada pelo próprio córrego, a montante do ponto de coleta das amostras de água (afluente – P2). Antes de serem colocadas no substrato de pedra, de cada propágulo foi cortada sua área foliar e retirou-se cuidadosamente o material aderido à raiz, através de lavagens com água do próprio córrego. O experimento foi montado segundo um delineamento casualizado, com quatro repetições para o tempo de detenção hidráulica (TDH) de 10 dias. Para isso, a alimentação foi de 16L, com água coletada no ponto final da lagoa (P2). Com essa água se enchia o balde e deixava-se escoar suavemente para o tanque, através da tubulação mencionada anteriormente. A alimentação era feita diariamente, e sempre no mesmo horário (17:00 h). Para regular o tempo de detenção hidráulica, o dispositivo de saída de água foi montado no lado oposto a entrada, a 5cm da base do tanque e constituído por uma tubulação de PVC de 25mm de diâmetro e 10cm de comprimento. Este estava conectado a um tubo vertical de 25mm de diâmetro e 45cm de altura, que funcionava como extravasador. A 15cm de altura dessa tubulação foi inserida uma torneira, onde se coletaram as amostras de água efluente para as análises físico-químicas e microbiológicas. Figura 2 : Vista de um tanque controle Figura 3 : Vista de um tanque vegetado 4.2 - Período de Amostragem: O período de amostragem foi de janeiro a julho de 2001. As coletas das amostras tiveram freqüência mensal. O horário das coletas foi sempre entre 7:30 e 9:00 horas. 4.3 - Procedimento para Coleta e Preservação das Amostras: A coleta e preservação das amostras procederam conforme as recomendações de APHA (1995). Para as análises físico-químicas, as amostras foram coletadas em garrafas plásticas previamente limpas, com capacidade de 2L. Para as análises microbiológicas, a água foi coletada em frascos de vidro, de boca larga, com 1L de capacidade, cor âmbar, estéreis por calor da estufa a 170°C por 2 horas e com o gargalo protegido com papel laminado. Os frascos eram abertos no momento da coleta, sendo preenchidos até aproximadamente dois terços do volume total, para facilitar a homogeneização da amostra. Imediatamente após a coleta, as amostras eram preservadas em caixas de isopor com gelo, a uma temperatura inferior a 10°C, caso contrário a quantidade de bactérias da amostra seria alterada. 4.4 - Parâmetros Analisados No local da coleta foi medida a temperatura através da imersão direta no líquido. Em laboratório, os parâmetros físico-químicos analisados foram: pH, condutividade elétrica, oxigênio dissolvido (OD) e demanda bioquímica de oxigênio (DBO5), que seguiram as recomendações de APHA (1995). As análises laboratoriais microbiológicas foram colifagos somáticos, coliformes fecais e bacteriófagos F-específicos, sendo os dois primeiros segundo o método recomendado pelo APHA (1998) e o último, segundo Debartolomeis e Cabelli (1991). 4.4.1 - Parâmetros Físico-químicos 4.4.1.1 - Temperatura A temperatura é um parâmetro importante à ser analisado, pois está diretamente relacionado com o metabolismo dos microrganismos. Quanto maior for a temperatura maior será a taxa metabólica, acelerando o processo de biodegradação da matéria orgânica, a assimilação de nutrientes e o consumo do oxigênio dissolvido do corpo aquático (APHA, 1995) a) Aparelhagem • Termômetro de filamento de mercúrio, da marca Incotherm com escala de 0 – 60ºC. b) Metodologia • após a coleta, mergulhar o termômetro na amostra; • esperar estabilização da temperatura; • fazer leitura com o bulbo do termômetro imerso na amostra; • anotar na folha de campo. 4.4.1.2 - Potencial Hidrogeniônico (pH) Um dos principais testes freqüentemente usados em águas tratadas e brutas, é a avaliação do potencial hidrogeniônico. A condição ácida ou básica da água refere-se à concentração de íons de hidrogênio (H+) em uma solução. Condições muito ácidas ou muito básicas da água afetam o desenvolvimento dos organismos nela contidos. a) Aparelhagem • pH-metro; • agitador e haste magnética; b) Metodologia • calibrar o instrumento de acordo com o pH provável da amostra (amostra em que se espera acidez, calibrar com 4 e 7 e amostra em que se espera alcalinidade, calibrar com 7 e 9); • colocar 100mL da amostra em um becker e sob agitação fazer a leitura do pH. 4.4.1.3 - Condutividade Elétrica Condutividade é a medida da habilidade de uma solução aquosa, para transportar uma corrente elétrica. Esta habilidade é indicada pela presença de sais, pois quanto maior a concentração total, e a valência desses íons, maior será a condutividade elétrica. a) Aparelhagem • condutivímetro; • becker de 125mL. b) Metodologia • calibrar o aparelho de acordo com a temperatura ambiente do laboratório; • colocar 100mL da amostra em um becker e após a imersão do eletrodo na amostra ler a condutividade diretamente no aparelho (observando a escala indicada no mesmo). 4.4.1.4 - Oxigênio Dissolvido (OD) O oxigênio dissolvido (OD) é fundamental para a sobrevivência dos organismos aeróbios. Durante o processo de biodegradação e consumo da matéria orgânica, as bactérias fazem uso do oxigênio nos seus processos respiratórios, podendo causar uma redução acentuada da sua concentração no meio. A análise de OD é um importante teste para águas poluídas e para águas em processo de tratamento. Por que ambientes pobres em oxigênio e ricos em matéria orgânica são propensos a proliferação de microrganismos anaeróbios. a) Aparelhagem • frascos de DBO com tampa esmerilhada e volume conhecido; • erlemayers de 250mL; • bureta de 50mL. b) Metodologia b.1- Fixação do Oxigênio Dissolvido no campo: • encher um frasco de DBO com a amostra a ser analisada, evitando a formação de bolhas de ar; • adicionar 1mL de sulfato manganês e 1mL de azida sódica. Fechar o frasco e misturar por inversão; • deixar sedimentar o precipitado. Quanto mais intensa for a tonalidade marrom do precipitado, maior a quantidade de OD na amostra. b.2- Procedimento no laboratório • adicionar 1mL de H2SO4 concentrado. Fechar o frasco e homogeneizar por inversão; • colocar 200mL erlemayer de 250mL; • titular, sob agitação, com tiossulfato de sódio de normalidade conhecida, até que se obtenha uma coloração amarela palha suave; • adicionar 4 - 6 gotas de amido solúvel (surgirá a coloração azulada); • prosseguir titulação até o desaparecimento da cor azulada; c) Cálculo OD (mg/L) = Vtit x N x 8000 Vc Onde: Vtit = volume do tiossulfato titulado; N = normalidade do tiossulfato ; Vf = volume do frasco Vc = volume corrigido do frasco de DBO (Vc= Vf - 2) Vf 4.4.1.5 - Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO5) A Demanda Bioquímica de Oxigênio é um parâmetro utilizado para avaliar a quantidade de oxigênio requerida por microrganismos aeróbios para a degradação bioquímica do material orgânico de águas residuárias brutas, efluentes, de águas poluídas em geral (em 5 dias). A DBO5 tem sido um dos parâmetros aplicados na legislação ambiental para regulamentar o lançamento de efluentes em corpos d'água. (OLIVEIRA et al., 2000). a) Aparelhagem • aerador de aquário; • frasco de vidro com capacidade de + 4L; • incubadora de DBO • frascos padrão de DBO. b) Metodologia • colocar o frasco com + 4L de água destilada e incubar água destilada a uma temperatura de 20oC no escuro, por 24 horas antes do dia da coleta; • no dia da coleta, aerar por duas horas e a seguir adicionar, para cada litro no recipiente 1mL de cloreto de cálcio, 1mL de sulfato de magnésio, 1mL de solução tampão de fosfato e 1mL de cloreto férrico; • para cada recipiente aerado deve ser feita uma prova em branco; • a prova em branco é obtida através do sinfonamento do líquido de diluição para os frascos padrões de DBO, que serão em duplicata para possibilitar a leitura inicial do OD e o outro a leitura do OD após 5 dias; • o volume de amostras nos frascos padrões de DBO, varia de acordo com a DBO esperada e é feito em duplicata; cada frasco foi completado (por sinfonamento) o volume do frasco com o líquido de diluição; • ler o oxigênio dissolvido inicial (após preparo de todas as amostras); • incubar o outro frasco das amostras e da prova em branco por 5 dias a 20ºC; • ler o OD após 5 dias. c) Cálculo DBO5,20 (mgO2/L) = (Odi – Odf) x V frasco V amostra Onde: ODi = concentração de oxigênio dissolvido inicial de cada amostra; Odf = concentração de oxigênio dissolvido final de cada amostra, medido após 5 dias de incubação; Vfrasco = volume do frasco de DBO; V amostra = volume da amostra contida, no frasco de DBO. No frasco contendo a prova em branco a depleção do oxigênio ao longo de 5 dias (ODi – ODf) não deve exceder 0,2mg/L. 4.4.2 - Parâmetros Microbiológicos 4.4.2.1- Colifagos (Plaqueamento Direto em M-TSA) São bacteriófagos (vírus que atacam bactérias) específicos de Escherichia coli. Estão presentes em menor quantidades nas fezes humanas e de animais homeotérmicos do que em águas residuárias. São considerados bons indicadores de contaminação fecal, visto que apresentam maior resistência ambiental que os coliformes indicando, portanto a qualidade sanitária de águas brutas e tratadas. (CEBALLOS, 2000) a) Material Necessário - Cepa Hospedeira Escherichia coli C, ATCC Nº 13706 - Trypticase Soy Agar Modificado (M-TSA) b) Procedimentos - em tubos contendo 5,5mL de M-TSA dissolvidos a 45ºC e mantidos em banho-maria adicionar 5mL da amostra ou de sua diluição, 1mL da cepa hospedeira (E. coli C em densidade óptica 0,5) e 1 gota de TPTZ (2,3,5 – cloreto de trifenil tetrazolium dissolvido em etanol – 1% w/v – estéril); - agitar por rotação e verter em placa de Petri estéril. Replicar 4 vezes; - incubar as placas, depois de solidificadas com base para cima, a 35ºC durante pelo menos 6 horas e no máximo 18 horas; c) Cálculo Número de colifagos (UFP/100mL) = diluição x filtrado volume x lises de número 100 4.4.2.2 - Bacteriófagos F-específicos Foram considerados prováveis indicadores de enterovírus patógenos, por serem semelhantes aos vírus humanos, e apresentar resistência ao cloro semelhante a do vírus da poliomielite. Porém, essas investigações ainda estão sendo desenvolvidas (DELGADO et al., 1991 apud CEBALLOS, 2000). a) Material Necessário - Meio Ágar Base com antibióticos; - Ágar da Camada Superior (Ágar Soft) - Cepa Hospedeira (E.coli HS). b) Procedimento do Ensaio • em um tubo de ensaio contendo 4mL da amostra ou da diluição a ser testada, adicionar 0,25mL de uma cultura da cepa hospedeira (crescida até a metade da fase log, a 37º C em caldo triptona). • verter em um tubo com ágar soft, agitar e verter em placa de Petri, resfriar e incubar a 37º C em aerobiose. Contar as placas de lise após 24 h. c) Cálculo: Número de bacteriófagos (UFP/100mL) = diluição x filtrado volume x lises de número 100 4.4.2.3 - Coliformes Fecais Os coliformes fecais formam um sub-grupo dos coliformes totais. Pertencem a família Enterobacteriaceae, são Gram-negativos e não produzem esporos (PELCZAR et al., 1980). Desenvolvem-se em temperatura mais elevada que os coliformes totais (44,5°C), por isso são chamados termotolerantes. Fazem parte da microflora intestinal do homem, e de animais homeotérmicos e podem ser encontrados em esgotos, sendo considerados indicadores da possível presença de bactérias patogênicas, que são liberadas junto às fezes de indivíduos infectados (CEBALLOS,2000). Para a quantificação de coliformes fecais utilizou-se a técnica de membrana filtrante (APHA, 1998). a) Procedimento da análise • filtrar amostra bruta ou diluição, em proporções adequadas a concentrações de colônias esperadas, com membrana MILLIPORE de 47mm de diâmetro e poros de 0,45μm em funil estéril; • colocar a membrana sobre almofada com meio de cultura m- FC que está na placa de Petri, etiquetada para a diluição filtrada; • inverter a placa e incubar em estufa a 44,5°C durante 24 horas, em sacolas plásticas com algodão umedecido para evitar ressecamento do meio de cultura. b) Cálculo: Número de bactérias (UFC/100mL) = diluição x filtrado volume x colônias de número 100 = O resultado é expresso unidades formadoras de colônias por 100mL. 4.5 – Análise Estatística Foi realizada análise estatística descritiva utilizando o programa Excel 2000 para Windows. Com base nesse estudo passou-se a considerar os valores médios para os quatro tanques vegetados. 5 - RESULTADOS E DISCUSSÃO Ao longo do período analisado (janeiro-julho / 2001) a temperatura do afluente (P2) teve uma amplitude máxima de 4ºC. Amplitude esta, que também foi observada para a temperatura ambiente no local da coleta. Entre os meses de janeiro e março (os meses de verão) ocorreram as maiores temperaturas ambientais locais, comparadas com as dos meses de abril a julho (os meses de inverno na região). A temperatura afluente mais alta ocorreu no mês de março (25ºC) e a mais baixa em abril e maio (21ºC). Para os “wetlands” vegetados a maior temperatura foi de 24,8ºC (jan/01) e a menor foi de 19,5ºC (maio/01). No tanque controle, a maior temperatura foi de 25ºC (jan e fev/01) e a menor também foi de 19,5ºC (maio/01). Essas variações relativamente pequenas da temperatura do ar são próprias de países tropicais (CEBALLOS, 1995). Esteves (1998) observa que devido a essa pouca variação climática não se pode falar de “sazonalidade” nestas regiões e sim de “variações climáticas temporais”, onde a chuva ou a precipitação pluviométrica é a principal diferença climática. Os valores do pH no afluente do sistema variaram entre 7,6 (jan/01) e 6,9 (abril/01). Nos tanques vegetados (R10) houve diminuição média de 1,8% (7,31 – 7,17) em relação ao afluente (P2), com os maiores valores de pH no mês de fevereiro (7,6) e o menor no mês de junho (6,8). No tanque controle (T10) houve aumento médio de 3,7% (7,31 – 7,57) em relação a P2, ao longo dos meses de janeiro a julho, com maiores valores nos meses de janeiro e maio (7,6) e menor valor em junho (7,2). O pH em todo o sistema (tanques vegetados e não vegetados) se manteve em torno do neutro. Valores semelhantes de pH foram observados em “wetlands” construídos na Uganda, que também variaram entre 6 – 7. Nesses wetlands foram usadas: Cyperus papyrus e Miscanthidium violaceum com fluxo superficial (KANSSIIME et al., 2000). A condutividade elétrica (Figura 4) em P2, teve o maior valor no mês de maio (1555μmho/cm) e o menor no mês de junho (890μmho/cm). Este aumento quase duplicado pode ter sido originado pela lavagem do solo (nas chuvas do mês de maio) da bacia de drenagem e o carreamento dos sais para dentro do lago, proporcionando um aumento considerável desse parâmetro. Condutividade Elétrica 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 Jan FevMarAbrMaiJunJul Tempo (Meses) (μmho/cm) P2 T10 R10 Figura 4 - Variação espaço temporal dos valores de condutividade elétrica no afluente (P2) e nos efluentes dos “wetlands” controle (T10) e vegetados (R10). No tanque controle (T10) a remoção foi, em média de 12,7% (1173-1025μmho/cm), com representação maior no mês de maio (1418μmho/cm) e menor no mês de março (498μmho/cm). No efluente dos tanques vegetados foi observado um aumento médio de 90,1% (1173 - 2237μmho/cm), o maior valor de condutividade elétrica nesses tanques (no período de amostragem) foi observado no mês de fevereiro - 3310μmho/cm. Os valores de oxigênio dissolvido do afluente do sistema estiveram em torno de zero ao longo dos sete meses analisados. Já nos efluentes, tanto do tanque controle como dos tanques vegetados, o oxigênio dissolvido (OD) sofreu um pequeno aumento: no tanque controle de 0 para 0,28mg/L. A média de aumento do oxigênio dissolvido no efluente dos tanques vegetados foi de 0 para 0,32mg/L. Pequenos aumentos de OD em efluentes de wetlands com plantas também foram registrados por Brix (1997), o qual atribui à rizosfera esse efeito, visto que ela libera O2 para a massa líquida. No tanque T10 o maior valor de OD foi observado no mês de janeiro e abril (1mg/L) e em R10 o maior valor médio correspondeu aos meses de fevereiro e abril (0,75mg/L). A concentração de matéria orgânica biodegradável (DBO5) (Figura 5) teve redução média significativa, de 76% (19 – 4mgO2/L) para o tanque controle e de 88% (19 – 2mgO2/L) para os tanques vegetados, fazendo-se notar a função da rizosfera juntamente com o leito e o biofilme microbiano, na retenção de matéria orgânica o que fez aumentar a porcentagem de remoção no tanque vegetado. O biofilme cumpre também uma função adicional: a biodegradação de parte dessa matéria orgânica. Demanda Bioquímica de Oxigênio 0,0 5,0 10,0 15,0 20,0 25,0 30,0 35,0 40,0 JanFevMarAbrMaiJunJul Tempo (Meses) (mgO2/L) P2 10T R10 Figura 5 - Variação espaço temporal dos valores da demanda bioquímica de oxigênio no afluente (P2) e nos efluentes dos “wetlands” controle (T10) e vegetados (R10). Os valores mais altos de DBO5 no afluente atingiram valores de 38mgO2/L no mês de março/01 e os mais baixos foram obtidos no mês de fevereiro/01 (9mgO2/L). Os efluentes dos tanques vegetados apresentaram menor valor médio em maio (0,75mgO2/L) e maior valor médio em março (3mgO2/L). Já os efluentes de T10, que removeram menos matéria orgânica biodegradável, apresentaram valor menor em junho (2mgO2/L) e maior valor em maio (7mgO2/L) (Tabela 1). Tabela 1 - Valores médios dos parâmetros físico-químicos e suas porcentagens de remoção. *P2 – água de alimentação; T10 – tanque controle; R10 – tanque vegetado; PH – potencial hidrogeniônico; CE – condutividade elétrica; DBO5 – demanda bioquímica de oxigênio; OD - oxigênio dissolvido. Parâmetro Unidade P2 T10 R10 Remoção (%) T10 R10 Temperatura ºC 23,0 22,6 22,6 2,0 2,0 pH _ 7,31 7,57 7,17 -3,7 1,8 CE μmho/cm 1173 1025 2237 12,7 -90,1 DBO5 mgO2/L 19,14 4 1,89 75,9 88,4 OD mg/L 0 0,2 0,32 -28,6 -32,1
Green et al.(1997), utilizaram “wetlands” de fluxo sub-superficial que conseguiram redução de DBO5 de 12,9mgO2/L (15,6 – 2,7mgO2/L) , ao longo de 5 dias, em período seco (em maio de 1995), em Leek Wootton - EUA. A remoção média dos dois dias chuvosos no mesmo mês foi de 15,4mgO2/L (18 – 2,6mgO2/L).
No decorrer do período analisado, os leitos cultivados com Typha spp removeram 99,75% (3,35x104 – 31,1UFP/100mL) de colifagos somáticos, enquanto que no leito controle 93,93% (3,35x104 – 4,71x102UFP/100mL). A maior concentração de colifagos somáticos em P2 (Figura 6) ocorreu no mês de junho (9x104UFP/100mL) e a menor foi observada no mês de março (6,51x103UFP/100mL). O maior e o menor número de colifagos somáticos no tanque controle, foram nos meses de julho (2,75x103UFP/100mL) e abril (5,50x101UFP/100mL), respectivamente. Já os valores médios maiores e menores dos tanques vegetados, foram observados nos meses de julho (5,5x101UFP/100mL) e maio (1,4x101UFP/100mL), respectivamente. Estes dados mostram uma relação entre a diminuição da matéria orgânica biodegradável e o decaimento do número de vírus nos efluentes dos leitos cultivados e controle.
Colifagos Somáticos0,501,001,502,002,503,003,504,004,505,005,50JanFevMarAbrMaiJunJulTempo (Meses)Log do nº de UFP/100 mLP2T10 R10
Figura 6 - Variação espaço temporal dos valores de colifagos somáticos no
afluente (P2) e nos efluentes dos “wetlands” controle (T10) e
vegetados (R10).
As contagens de colifagos somáticos em P2 foram semelhantes às encontradas por Val (1997) em águas com elevado grau de poluição, variando de 5 a 1,8x104UFP/100mL. Para Bitton o esgoto doméstico normalmente contém números elevados de colifagos somáticos e as concentrações variam entre 104 a 106UFP/mL. Os colifagos são detectados em uma ampla variedade de águas naturais incluindo lagos, rios e córregos, em diferentes localidades, com números de até 104UFP/mL (FARRAH, 1987).
A redução de bacteriófagos F-específicos (Figura 7) no leito controle foi de 89,56% (1,76x104 – 1,93 x 102UFP/100mL), menor que a taxa de redução nos tanques vegetados, que foi de 99,86% (1,76x104 - 2,78x101UFP/100mL).
A maior concentração de bacteriófagos F-específicos foi determinada, no afluente, no mês de junho (7,8x104UFP/100mL) e a menor em fevereiro (1,25x102UFP/100mL). No tanque controle, a maior concentração ocorreu em junho (7,75x102UFP/100mL) e a menor em maio (1,25x101UFP/100mL). Em P2, a maior concentração (7,8x104UFP/100mL) determinada ocorreu em junho, a uma temperatura de 23ºC, e a menor (1,25x102UFP/100mL) em fevereiro, à 24,5ºC.
Bacteriófagos F-específicos0,000,501,001,502,002,503,003,504,004,505,00JanFevMarAbrMaiJunJulTempo (Meses)Log do nº UFP/100mLP2T10 R10
Figura 7 - Variação espaço temporal dos valores de bacteriófagos F-específicos
no afluente (P2) e nos efluentes dos “wetlands” controle (T10) e vegetados (R10).
Soares (2002) também encontrou, em um rio poluído, concentrações pouco maiores (8,9x104UFP/100mL) em temperaturas de 24ºC, se comparadas à temperatura de 25ºC, com concentrações um pouco menores (2,5x104UFP/100mL).
Os esgotos são uma fonte abundante de uma variedade de bacteriófagos. As concentrações em esgoto misto (doméstico/industrial) são normalmente entre 103 e 104UFP/100mL em períodos de seca. Contagens similares foram encontradas em águas de esgotos hospitalares, de matadouros e granjas (IAWPRC, 1991).
Nos tanques vegetados, o maior valor foi encontrado no mês de julho (9,92x101UFP/100mL) e em fevereiro, abril e junho estiveram ausentes.
Segundo FARRAH (1987), em água doce, vários fatores podem influenciar os números de bacteriófagos, entre eles a temperatura, o pH, a radiação UV e a DBO5. De fato, o pH no mês de junho foi de 6,8 nos tanques vegetados (o menor valor) coincidindo com a diminuição de bacteriófagos e também com a redução da DBO5, que nesses tanques tiveram a maior redução nos meses de maio e junho, 0,75mgO2/L e 1mgO2/L respectivamente. Entretanto, as variações de pH foram muito pequenas no sistema, ao longo dos sete meses, entre 6,8 e 7,6, e provavelmente o pH baixo encontrado não foi o principal fator do decaimento. Mas, a queda da DBO5 associada com o crescimento e maturação do biofilme microbiano na raiz da planta deve ter retido não só matéria orgânica, como também os vírus.
Por outro lado, o número de coliformes fecais também diminuiu acentuadamente, o que pode ter ocasionado queda na concentração dos vírus estudados (Figura 8). Conforme Branco a precipitação de partículas arrasta as bactérias para o fundo e a falta de nutrientes, dentre outros mecanismos, fazem decrescer o número de bactérias e entre elas as que são hospedeiras para os vírus estudados.
Coliformes Fecais0,001,002,003,004,005,006,007,00JanFevMarAbrMaiJunJulTempo (Meses)Log de UFC/100mLP2T10 R10
Figura 8 - Variação espaço temporal dos valores de coliformes fecais no
afluente (P2) e nos efluentes dos “wetlands” controle (T10)
vegetados (R10).
No tanque controle o valor médio de remoção de coliformes fecais (Figura 8) foi de 99,08% (1,28x106 – 1,18x104UFC/100mL) nos tanques vegetados, porém, a remoção chegou a 99,96% (1,28x106 – 5,23x102UFC/100mL), ao longo dos sete meses observados (Tabela 2). O valor médio remanescente (5,23x102UFC/100mL) está em conformidade com o que recomenda a legislação nacional vigente, classificando estas águas como de Classe 2 (CEBALLOS, 2000) e satisfaz também as recomendações da OMS para irrigação irrestrita (WHO, 1989).
O maior valor de coliformes fecais encontrados no afluente ocorreu no mês de janeiro (2,3x106UFC/100mL) e o menor, no mês de fevereiro (1x105UFC/100mL). No tanque controle o maior valor foi de 3,2x104UFC/100mL, no mês de março e o menor valor foi de 2x102UFC/100mL, em fevereiro.
Os tanques vegetados apresentaram concentrações médias maiores no mês de
março (8,69x102UFC/100mL) e menores no mês de fevereiro (3,1x101UFC/100mL).
Tabela 2 - Valores médios dos parâmetros microbiológicos e suas porcentagens de remoção.
Parâmetro          Unidade              P2           T10         R10        Remoção            (%)
T10         R10
Colifagos             UFP/100ml         3,35 x 104            4,71 x 102            3,11x 101             93,93     99,75
Bacteriófagos    UFP/100ml         1,76 x 104            1,93 x 102            2,78 x 101            89,56     99,86
Coliformes Fecais            UFC/100ml         1,28 x 106            1,18 x 104            5,23 x 102            99,08     99,96




Aguapé pode ser aproveitado como uma valiosa matéria-prima na minhocultura
O aguapé, Eichhornia crassipes, também chamada de baronesa, é uma planta herbácea, aquática, originada da América do Sul e Norte, que apresenta floração durante principalmente o verão, de cor predominantemente violeta. A planta tem folhagem decorativa sempre verde, em formato ovalado, com pecíolos cheios de cavidades com ar, que promovem sua flutuação. Por isso, o aguapé se encaixa no grupo de plantas aquáticas flutuantes, por não se fixar ao solo através de suas raízes, por desenvolver sua atividade fisiológica na atmosfera e extrair da água os elementos nutritivos que necessita. O aguapé prefere água parada como as de lagoas, açudes, represas e se mantém vigoroso e reprodutivo quando recebe muita luminosidade e povoa corpos d’água abundantes em matéria-orgânica.
         Para se multiplicarem, os aguapés soltam brotações laterais e cobrem rapidamente grandes extensões de lâmina d’água em pouco tempo: em lagoas que recebem esgotos, por exemplo, os aguapés crescem até oito por cento ao dia. Entretanto, se a proliferação for excessiva, a Eichhornia se transforma em pragas por trazer danos à sobrevivência de peixes e do plâncton, impedindo a reoxigenação, alterando o pH e decrescendo a temperatura do meio aquático. A eutrofização, excesso de fertilização da água, que ocorre geralmente pelo escoamento de dejetos de criações de animais ou de esgotamento sanitário em águas paradas, favorece a multiplicação da planta aquática, agravando os prejuízos à vida submersa.
         A geração exagerada do aguapé pode ter destinos ecologicamente corretos, seja na fertilização de cultivos vegetais, na alimentação animal, na produção de carvão vegetal, de celulose e de gás metano.
         A minhocultura é uma outra alternativa de favor ambiental e economicamente interessante à proliferação acentuada da planta. Se devidamente tratada, a orelha-de-veado, como também é vulgarmente denominado o aguapé, se transforma numa boa e barata matéria-prima para a atividade. A composição elevada de água e a estrutura arejada da parte vegetativa do aguapé contribuem para que a decomposição se processe com eficiência e rapidez.
         Se utilizado no minhocário semi-degradado, o aguapé confere descompactação ao substrato, favorecendo às minhocas o melhor posicionamento requerido na cópula e, conseqüentemente, incrementando os índices de reprodução do anelídeo: as minhocas passam a triplicar a produção de casulos.
         Para cultivar o aguapé, solte alguns exemplares da planta em reservatórios de água parada como açudes, lagoas e tanques, preferencialmente expostos a pleno sol. Adube a água com dejetos, como os de suínos, na quantidade de oitenta litros por metro cúbico de água por safra. Sempre imediatamente após a infestação por sobre a metade da lâmina d’água, faça a colheita de dois terços do volume de aguapés, mantendo o restante para a continuidade da propagação. Barreiras flutuantes, como garrafas plásticas unidas, coíbem a proliferação do aguapé e impedem que a planta cubra toda a extensão da lâmina d’água.
         Depois de colhido o aguapé, suas partes áreas e aquáticas devem ser desintegradas manualmente com o uso de facões por sobre um toco de madeira, ou de enxadas por sobre um piso pavimentado, ou mecanicamente, fazendo uso de picadeiras elétricas, de forma que atinjam partículas de até cinco centímetros de maior dimensão. O material desintegrado deve ser juntado em montes compridos de quarenta centímetros de altura por um metro de largura e revirados em dias alternados durante duas semanas.
         Mantenha os montes permanentemente umedecidos e, em substituição a uma rega, em cada dois metros de leira do resíduo, aplique semanalmente vinte litros de calda viva: a mistura de um litro de húmus, três litros de substrato e dezesseis litros de água.
         Uma parte do substrato do aguapé tratado deve ser misturada a outras duas de esterco também previamente tratado e a mistura final deve ser utilizada em minhocários priorizados para a obtenção de minhocas.
         Apesar dos níveis baixos de proteína e elevados de fibra na composição química do aguapé, o húmus produzido sob essas condições, mesmo misturado a resíduos de partículas maiores de planta rejeitadas pelas minhocas, tem seu valor como fertilizante.


Composição química do aguapé
Umidade             88,55
Proteína bruta  7,74
Fibra bruta         22,56
Cinzas   19,71
Cálcio    0,83
Fósforo                0,23
Acidez  3,41
Sal          2,41
 

         Depois de fragmentado e devidamente tratado por poucas semanas, o aguapé se converte numa fonte barata de matéria-prima para a minhocultura. Pura ou misturada a outros tipos de substrato, além de nutrir as minhocas, a planta aquática lhes favorece a reprodução.

AGUAPÉ
                                Praga em lagoas e açudes poluídos,
o aguapé pode ser aproveitado como
uma valiosa matéria-prima na minhocultura.                    
               
         O aguapé, Eichhornia crassipes, também chamada de baronesa, é uma planta herbácea, aquática, originada da América do Sul e Norte, que apresenta floração durante principalmente o verão, de cor predominantemente violeta. A planta tem folhagem decorativa sempre verde, em formato ovalado, com pecíolos cheios de cavidades com ar, que promovem sua flutuação. Por isso, o aguapé se encaixa no grupo de plantas aquáticas flutuantes, por não se fixar ao solo através de suas raízes, por desenvolver sua atividade fisiológica na atmosfera e extrair da água os elementos nutritivos que necessita. O aguapé prefere água parada como as de lagoas, açudes, represas e se mantém vigoroso e reprodutivo quando recebe muita luminosidade e povoa corpos d’água abundantes em matéria-orgânica.
         Para se multiplicarem, os aguapés soltam brotações laterais e cobrem rapidamente grandes extensões de lâmina d’água em pouco tempo: em lagoas que recebem esgotos, por exemplo, os aguapés crescem até oito por cento ao dia. Entretanto, se a proliferação for excessiva, a Eichhornia se transforma em pragas por trazer danos à sobrevivência de peixes e do plâncton, impedindo a reoxigenação, alterando o pH e decrescendo a temperatura do meio aquático. A eutrofização, excesso de fertilização da água, que ocorre geralmente pelo escoamento de dejetos de criações de animais ou de esgotamento sanitário em águas paradas, favorece a multiplicação da planta aquática, agravando os prejuízos à vida submersa.
         A geração exagerada do aguapé pode ter destinos ecologicamente corretos, seja na fertilização de cultivos vegetais, na alimentação animal, na produção de carvão vegetal, de celulose e de gás metano.
         A minhocultura é uma outra alternativa de favor ambiental e economicamente interessante à proliferação acentuada da planta. Se devidamente tratada, a orelha-de-veado, como também é vulgarmente denominado o aguapé, se transforma numa boa e barata matéria-prima para a atividade. A composição elevada de água e a estrutura arejada da parte vegetativa do aguapé contribuem para que a decomposição se processe com eficiência e rapidez.
                               Composição química do aguapé                                       A análise da composição química do aguapé revela o nível relativamente baixo de proteína e teor elevado de fibra. A umidade excessiva da planta-aquática associada ao aspecto esponjoso contribui para uma decomposição eficiente e rápida.          
                               Umidade             88,55                                   
                               Proteína bruta  7,74                                      
                               Fibra bruta         22,56                                   
                               Cinzas   19,71                                   
                               Cálcio    0,83                                      
                               Fósforo                0,23                                      
                               Acidez  3,41                                      
                               Sal          2,41                                      
                                              
         Se utilizado no minhocário semi-degradado, o aguapé confere descompactação ao substrato, favorecendo às minhocas o melhor posicionamento requerido na cópula e, conseqüentemente, incrementando os índices de reprodução do anelídeo: as minhocas passam a triplicar a produção de casulos.
         Para cultivar o aguapé, solte alguns exemplares da planta em reservatórios de água parada como açudes, lagoas e tanques, preferencialmente expostos a pleno sol. Adube a água com dejetos, como os de suínos, na quantidade de oitenta litros por metro cúbico de água por safra. Sempre imediatamente após a infestação por sobre a metade da lâmina d’água, faça a colheita de dois terços do volume de aguapés, mantendo o restante para a continuidade da propagação. Barreiras flutuantes, como garrafas plásticas unidas, coíbem a proliferação do aguapé e impedem que a planta cubra toda a extensão da lâmina d’água.
         Depois de colhido o aguapé, suas partes áreas e aquáticas devem ser desintegradas manualmente com o uso de facões por sobre um toco de madeira, ou de enxadas por sobre um piso pavimentado, ou mecanicamente, fazendo uso de picadeiras elétricas, de forma que atinjam partículas de até cinco centímetros de maior dimensão. O material desintegrado deve ser juntado em montes compridos de quarenta centímetros de altura por um metro de largura e revirados em dias alternados durante duas semanas.
         Mantenha os montes permanentemente umedecidos e, em substituição a uma rega, em cada dois metros de leira do resíduo, aplique semanalmente vinte litros de calda viva: a mistura de um litro de húmus, três litros de substrato e dezesseis litros de água.
         Uma parte do substrato do aguapé tratado deve ser misturada a outras duas de esterco também previamente tratado e a mistura final deve ser utilizada em minhocários priorizados para a obtenção de minhocas.
         Apesar dos níveis baixos de proteína e elevados de fibra na composição química do aguapé, o húmus produzido sob essas condições, mesmo misturado a resíduos de partículas maiores de planta rejeitadas pelas minhocas, tem seu valor como fertilizante.

                                         Depois de fragmentado e devidamente tratado por poucas semanas, o aguapé se converte numa fonte barata de matéria-prima para a minhocultura. Pura ou misturada a outros tipos de substrato, além de nutrir as minhocas, a planta aquática lhes favorece na reprodução.        

Afrânio Augusto Guimarães – zootecnista / MINHOBOX
Jornal da Minhoca - edição 08 - janeiro de 1998


ALTERNATIVAS PARA O MANEJO E TRATAMENTO DE DEJETOS SUÍNOS


Carlos Cláudio Perdomo,
eng., agron.,, DSc., construções rurais,
pesquisador da Embrapa Suínos e Aves,


A crescente evolução dos índices de desempenho e melhoria do padrão sanitário obtida nos últimos anos, colocam a produção brasileira de suínos no patamar da competitividade internacional. São 35 milhões de cabeças que produzem 1,7 milhões de toneladas de carne e respondem por 1% do PIB, gerando emprego e renda para mais de 2 milhões de propriedades rurais. Isso significa mais de 192 milhões de m3/ano de água demandada pelo setor de produção e mais de 100 milhões de m3/ano de efluentes gerados pela atividade, com um potencial poluente da ordem de 2,5 milhões de toneladas de DBO5, concentrados, basicamente, na região sul (38%).
Se os criadores alocam recursos com elevado grau de eficiência na produção, o mesmo não acontece no controle da emissão de poluentes e na utilização agronômica dos dejetos. A estratégia de armazenagem e uso predominantemente praticada no Brasil, revela um certo distanciamento da realidade existente, das necessidades dos criadores e das exigências da Legislação Ambiental, pois, os alarmantes índices de contaminação dos recursos naturais e da qualidade de vida nos grandes centros produtores, sinalizam que boa parte dos efluentes da produção de suínos são jogados diretamente (ou indiretamente) nos solos e cursos de água sem receberem um tratamento adequado. O grande numero de patógenos existente nos dejetos brutos representam um risco imediato para a ocorrência de doenças como gastroenterites e outras, mas o aumento da concentração de nitratos e nitritos no solo, rios e águas de captação em conseqüência da adição continua de dejetos, constituem uma preocupação importante pela sua relação com doenças como hipertensão, câncer, alergias e disfunções no sistema nervoso.
Os elementos presentes nos dejetos, dependendo do seu destino, podem ser considerados como contaminantes ou não. Por exemplo, o nitrogênio e fósforo são nutrientes para as plantas quando aplicados ao solo na dose certa, mas podem ser poluentes se emitido para os cursos de águas naturais (alteram as características do corpo receptor e favorecem a proliferação de algas e a incidência de doenças). Infelizmente, a carência de informações e as dificuldades de acesso a tecnologia, aliada a baixa capacidade de investimento dos criadores, as limitações topográficas e a pequena disponibilidade de terra para uso agrícola característicos das principais regiões produtoras, propiciam as condições para o lançamento de efluentes brutos na natureza sem tratamento. Essa conjuntura leva a três situações: a) o acúmulo de dejetos em pequenas áreas ao redor da sede da propriedade, b) lançamento do excesso na natureza sem tratamento prévio e c) a utilização de áreas inapropriadas para a produção de insumos básicos (milho, soja), contribuindo para a contaminação dos solos, dos recursos hídricos, desmatamento e erosão, entre outros. A proliferação de insetos hematófagos e o aumento da contaminação das águas superficiais e profundas vem provocando grande impacto negativo sobre o conforto e a saúde da população Esta situação tende a se agravar, pois as análises prospectivas da cadeia suína indicam, a curto prazo, redução do número de criadores e aumento da escala de produção e da eficiência reprodutiva do sistema (mais de 20 suínos/porca/ano) em todas as regiões, redução da idade de abate (menos de 145 dias) mediante o emprego de novas tecnologia e de técnicas gerenciais.
Muitas destas economias regionais dependem da atividade agropecuária, setor secundário também está ligado a indústrias de transformação da matéria prima agropecuária e outras relacionadas ao fornecimento de máquinas, equipamentos e embalagens e o terciário, também esta direto ou indiretamente atrelado ao processo de agroindustrialização. A obtenção de um contexto harmonioso entre a produção de suínos e o ambiente é fundamental para a manutenção e expansão da atividade como fonte de renda e de manutenção do homem no campo. A estrutura de organização da produção (piramidal, tendo as agroindústrias como a unidade coordenadora e controladora do processo e o produtor como a base fornecedora de matéria prima, que se devidamente mobilizados e equipados para a resolução da questão ambiental, podem reverter rapidamente o quadro de degradação, pois a sustentabilidade da suinocultura não passa somente pela resolução da questão tecnológica, mas também pelo entendimento e resolução dos aspectos conflitivos entre os atores nela envolvidos.

A Embrapa, através de suas Unidades e parceiros, visando subsidiar os criadores, vem desenvolvendo e coordenando estudos para reduzir o poder poluente, agregar valor econômico e alternativas de utilização de dejetos suínos.

Estratégias para o controle da poluição

Todo o criador deve possuir um programa racional de controle dos dejetos, visando sua correta utilização e para evitar os problemas de poluição ambiental. Este programa compreende cinco etapas de operação e deve atender as exigências e as características específicas de cada criador, sendo: coleta, armazenagem, tratamento e utilização (sólida ou líquida).
Para aqueles que não possuem área suficiente para absorver o volume gerado, tem de fazer uso de um sistema de tratamento, que viabilize a utilização agronômica a sua disponibilidade (ou de vizinhos) e o tratamento do excesso de efluentes de acordo com as exigências da Legislação Ambiental.
Neste caso, existem muitas alternativas, como a combinação de decantadores e lagoas naturais (eficientes, mas exigentes em área); sistemas mais compactos que combinam a introdução de bactérias, aeradores, flotadores, peneiras, filtros e outros processos. Isso vai exigir controle dos efluentes emitidos, formulações de rações mais adequadas, especial atenção ao sistema de manejo dos dejetos, higienização e limpeza, adequação das edificações, sistema de reciclagem e/ou tratamento.

- Redução dos desperdícios de água

As perdas e os desperdícios de água na granja, aumentam o volume dos efluentes produzidos, agravando o problema da poluição e elevando os custos de armazenamento, tratamento, transporte e distribuição dos dejetos. Na prática, o grande desafio é a estimar a diluição dos dejetos em virtude dos processos produtivos utilizados, dos desperdicios, perdas de água de lavagem, bebedouros e do sistema de armazenamento utilizado. De uma forma geral, estima-se , em termos médios, a produção de dejetos em 100 l/matriz/dia em ciclo completo, 60 l/matriz/dia para as unidades de produção de leitões e 7,5 l/dia para a de terminados.
Os desperdícios podem ter várias implicações, a exemplo do umedecimento do piso e estímulo ao comportamento excretório dos animais em áreas impróprias da baias, diluição e aumento do volume de água para a higienização) e elevando os custos de coleta, armazenagem, tratamento e distribuição. O programa começa pela redução dos desperdícios de água através de um bom dimensionamento hidráulico da granja, uso de bebedouros adequados (tipo, vazão e pressão), higiene, proteção de calhas e outros.
O modelo e a operacionalidade dos bebedouros influenciam as perdas de água, um bom bebedouro, em termos de concepção e instalação, proporciona economia de água por animal produzido. Os resultados de um estudo com dois tipos de bebedouros (concha e chupeta) fabricados por tradicionais Indústrias de Santa Catarina, mostraram excelentes resultados (Tabela 1) e comprovam o alto nível alcançado pela industria nacional.

TABELA 1 - Consumo de água (CA, em l/cabeça) e ração consumo de água/consumo de ração (RAR, em l/kg) de suínos em crescimento-terminação em 84 dias de teste, de acordo com o tipo de bebedouro (1)..

FASE     
CA         
RAR

Concha                577,0     3,6
Chupeta              510,3     3,2
Fonte: Perdomo e Dallacosta (2000)

Os resultados acima foram considerados bons em relação desempenho considerado padrão para suínos em crescimento-terminação (480 l/cabeça), sendo o consumo de água do chupeta 8% inferior ao do concha e relação " consumo de água/consumo de ração) ficou dentro do intervalo esperado (2 a 5 l de água/kg de ração consumida), respectivamente.
Com base em observações de campo e mediante a correção dos desperdícios, é perfeitamente possível reduzir em mais de 30% o volume de demanda de água e produção de efluentes das granjas.

- Formulação da dieta

Os minerais de maior preocupação nos dejetos suínos são N, P e K, mas os minerais traços, que são com freqüência incluídos nos alimentos dos animais em concentrações muito maiores que as exigências, tornam-se parte dos dejetos. A média de eficiência de utilização do N da dieta de suínos é de 29%, do P é de 28% e do K é de 6%. Nesse mesmo contexto, é sugerido pelo NRC (1998) que 45 a 60% do N, 50 a 80% do Ca e P e 70 a 95% do K, Na, Mg, Cu, Zn, Mn e Fe consumidos são excretados pelos animais.
O N é o nutriente que exige maiores cuidados, pois além de limitar o desenvolvimento da maioria das culturas, é o mais sujeito a transformações biológicas e perdas, seja na armazenagem ou no solo. A Tabela 6 apresenta as perdas de N em função do sistema de estocagem e utilização. Uma das maneiras de reduzir a excreção de nitrogênio é através da redução do nitrogênio urinário, obtida por uma melhora na qualidade da proteína fornecida através da dieta. -. Na Tabela 2 são apresentados os dados de um experimento realizado por Dourmad et al. (1993), onde a composição corporal dos suínos não foi afetada pela redução da proteína das dietas quando suplementadas com aminoácidos sintéticos, concluindo que a melhoria do perfil de aminoácidos trouxe redução de 35% na excreção de N.

TABELA 2- Efeito da redução de proteína da dieta no desempenho e excreção de nitrogênio de suínos (10 -102 kg).
Parâmetros        Proteína Bruta (%)
17,8 15,5 13,6
Ganho médio diário (g)                846         867         852
Conversão alimentar
MJ NE/kg
MJ ME/kg          
27,5
38,2 a   
27,4
37,4 b   
27,6
37,2 b *
Porcentagem de carne                 51,3       52,3       51,6
Excreção de N kg/suíno) *          3,90 a    3,10 b    2,50 c ***
* Valores médios.
Fonte: Dourmad et al. (1993).

Dietas ricas em proteína, e consequentemente nitrogênio, exigem maior consumo de água, uma vez que o metabolismo das proteínas gera menor produção de água metabólica, quando comparada ao de carbohidratos e lipídeos. A excreta na urina é tanto maior quanto mais elevado for o nível de N da dieta.

- Sistema EMBRAPA/UFSC
O sistema EMBRAPA/UFSC é muito simples, de baixo investimento, fácil operação e alta eficiência (FOTO). É uma combinação de sistemas de separação de fases com processos biológicos de tratamento (lagoas), pode valorizar o uso dos dejetos, facilitar o manejo e reduzir os custos de armazenagem, tratamento e transporte.

- equalizador: a construção de um tanque equalizador de vazão antes do decantador, além de homogeneizar os dejetos reduz os custos de investimentos, de operação e aumenta a eficiência do sistema, evitando as sobrecargas.

- decantação: o decantador é a peça chave do sistema, sua função é separar as fases sólidas e líquidas. O decantador de palhetas (Figura 1) é um dos mais eficientes e adequados para os pequenos e médios criadores, face ao baixo custo e facilidade de construção e operação. A sua presença aumenta a vida útil das lagoas e esterqueiras, reduz a presença de maus odores.



FIGURA 1: Vista esquemática de um decantador de palhetas.

De uma forma geral, a área necessária de decantação é calculada pela expressão de MERKEL (1981) e GREEN e KRAMER (1979):

A (m2)= Q (m3/h)/Vs (m/h)
Onde:
A = área necessária do decantador, em m2
Q = vazão horária de efluentes da granja, em m3/h
Vs = Velocidade de sedimentação dos dejetos, em m/h3 m/h)

Neste tipo de decantador, a produção de lodo representa 10 a 15% do volume total de efluentes (remoção a cada 2 dias) e exige esterqueiras para sua armazenagem, visando a estabilização (em torno de 120 dias de retenção) antes da sua utilização como adubo. O conteúdo de NPK do lodo é de cerca de 100% mais elevado que os dejetos brutos.

- Lagoas naturais: o tratamento do efluente líquido pode ser eficientemente tratado com a utilização de lagoas anaeróbias, facultativas e de aguapé ligadas em séries.

As Lagoas anaeróbias são lagoas profundas (>2,5m) e tem como objetivo principal, a remoção da carga orgânica (carbonácea) e coliformes fecais, mas também apresentam boa eficiência de remoção de fósforo. Seu dimensionamento deve ser feito em função da carga orgânica (DBO) e do tempo de retenção hidráulico pode ser feito de acordo com a equação abaixo, mas de uma forma aproximada, também podemos obter o volume necessário da lagoa anaeróbia multiplicando a vazão diária da granja pelo tempo de retenção necessário para o tratamento (35 a 40 dias).
:
Vla (m3) = (COA kg de DBO5/d)/TAV (kg de DBO5/m3.d)
Onde:
Vla = volume necessário da lagoa anaeróbica, em m3.
COA = carga orgânica a aplicar na lagoa, em kg de DBO5/dia
TAV = taxa de aplicação volumétrica aceitável para o bom funcionamento da lagoa, em kg de DBO5 por m3.dia nas condições climáticas locais (0,3 kg de DBO5/m3.dia).

O valor de COA é obtido pela expressão COA = So x Q onde So representa a carga de DBO5 do efluente em kg de DBO5/m3 e Q = a vazão do efluente em m3/dia, expresso em kg de DBO5/dia.

As lagoas facultativas tem como objetivo a remoção de nutrientes (especialmente nitrogênio) e auxilio ao processo de remoção da carga orgânica e coliformes fecais. São lagoas rasas (1 m) e, semelhantemente as facultativas, são dimensionadas de acordo com a carga orgânica e tempo de retenção hidráulica, qual seja:

Vlf (m3) = (COA kg de DBO5/d)/TSA (kg de DBO5/10 000m2.d)
Onde:
Vlf = volume necessário da lagoa facultativa, em m3.
COA = carga orgânica a aplicar na lagoa, em kg de DBO5/dia
TSA = taxa de aplicação superficial aceitável para o bom funcionamento da lagoa, em kg de DBO5 por ha.dia nas condições climáticas locais (mínimo de 152 kg de DBO5/ha.dia, considerando que a temperatura média do mês mais frio é superior a 15ºC.).

As lagoas de aguapé também podem ser uma boa opção para a remoção de nutriente (nitrogênio e fósforo). Elas podem ser dimensionadas a semelhança das facultativas. Sua eficiência é boa no verão, mas decai no inverno da Região Sul em função da desaceleração do crescimento vegetativo das plantas.
A eficiência de cada processo e do sistema total pode ser visualizado pela tabela 2, mas podemos utilizar a expressão baixo:

E (%) = So (mg/l)/(1 + k.TRH)
Onde:
E = eficiência de remoção, em %.
So = onde So representa a carga de DBO5 do efluente em mg/l
k = um fator de degradação, variável de seqüência que a lagoa ocupa no processo. Sugere-se 0,14 para a primeira lagoa, 0,12 para a Segunda, 0,10 para a terceira e 0,08 para a quarta lagoa da série.
TRH = tempo de retenção hidráulico em dias, obtido pela divisão entre o volume da lagoa e a vazão dia.

TABELA 2 - Eficiência de remoção (%) de um sistema de tratamento composto por decantador de palhetas (DCAPAL), lagoa anaeróbia (LANA-1 e 2), facultativa (LFACUL) e de aguapé (LAGUAP).

Unidade              pH          ST           SF           SV          DBO5    NT          PT           CF
Afluente             7             16 668   6 489     10 179   10 417   2 164     610         5,7x109
DCAPAL                               40           38           41           25           16           38           33
LANA-1                                52           36           62           79           23           67           99
LANA-2                                23           12           35           57           21           40           99
LFACUL                                41           39           43           47           59           35           93
LAGUAP                              41           45           33           51           50           46           79
Efluente              7,8          1 332     734         598         209         180         26           2,7x103
Final (%)                              92           87           94           98           92           96           99,9

Sendo: ST-sólidos totais, SF-fixos e SV-voláteis; DBO-demanda bioquímica de oxigênio, NT-nitrogênio e PT-fósforo total, todos expressos em mg/L. CF - taxa de coliformes fecais, em NMP/100 mL.

Se considerarmos apenas os ingressos e as despesas efetivadas, não computando os benefícios da preservação ambiental e incluindo os custos financeiros referentes aos juros sobre o capital médio (6% a.a) e a taxa de depreciação de equipamentos (10% a.a), observa-se que as receitas anuais permitem cobrir os custos de manutenção e a amortização dos investimentos em médio prazo e o impacto destes encargos sobre o custo de produção é baixo, da ordem de 0,08% no custo de produção de suínos.

- Sistema EMBRAPA/DALQUIM

O sistema proposto pela EMBRAPA/DALQUIM para o manejo de dejetos suínos em propriedades com área restrita para a aplicação de dejetos, emprega processos inovadores para a conversão dos sólidos biodegradáveis e para a redução do impacto negativo sobre. A tecnologia utilizada, basicamente, consiste na separação e estabilização das partes sólidas e líquidas e na aplicação de tecnologias específicas a cada uma delas, visando a agregação de valor econômico e a redução do poder poluente do material resultante aos níveis exigidos pela Legislação Ambiental.
O efluente proveniente da granja é conduzido a uma caixa receptora para a uniformização da consistência e da vazão de descarga, sendo imediatamente conduzido a uma unidade de separação de fase, donde;

- Unidade de Peneiramento: a separação das fases sólidas e líquidas facilita o manejo dos dejetos e aumenta a eficiência dos processos de recuperação, valorização econômica e remoção de poluentes. A fase sólida resultante é adensada e conduzida para um secador e a líquida , enviada para uma Unidade de Tratamento de efluente. A eficiência de remoção de resíduos grosseiros, pêlos e ingredientes não digeridos através de peneira vibratória de média eficiência, é de cerca de 90% para dejetos com 3% de matéria seca.

- Unidade de Secagem: a parte sólida retirada pela peneira é introduzida num secador contínuo para o tratamento térmico e retirada da umidade. A recuperação de material seco representa 0,7% do volume de dejetos, sendo rico em nutrientes e passível de armazenagem e empregado como fertilizante ou nutriente para diversas espécies animais ((Tabela 3).

- Unidade de tratamento: visa a remoção de poluentes e a adequação do afluente final para reutilização na Unidade de Produção e atendimento das exigências da Legislação Ambiental em vigor , sendo composto pelas seguintes unidades:

* Equalizador: os líquidos separado pela peneira e o resultante do adensamento da parte sólida são conduzidos a um tanque de equalização para adequação da vazão de trabalho, evitando sobrecargas e aumentando a eficiência do Sistema.
Um catalizador biológico ( mistura de bactérias especificas para operar em baixo nível de oxigênio e altos teores de nitrato) é adicionado ao material que abastece o equalizador visando manter uma população microbial adequada para acelerar a decomposição e melhorar a fluidez do material, reduzindo os problemas de entupimentos.

* Lagoa anaeróbia: objetiva degradar a matéria orgânica/nutrientes presente e estabilizar o material resultante do equliazador. A adição do catalizador biológico representa uma economia da ordem de 50% da área e do tempo de tratamento, quando comparado as lagoas dimensionadas pelos critérios tradicionais. O afluente é conduzido para uma unidade de biofloculação.

TABELA 3 - composição bromatológica do Substrato Seco resultante do processo de secagem.
Ingrediente       Concentração
Matéria seca (%)
Proteína bruta (%)
Energia bruta (kcal/kg)
Extrato etéreo (%)
Cinza (%)
Fibra Bruta (%)
                87,6
11,38
3 689
0,807
6,55
17,73


A cotação comercial deste material alcança de R$ 0,05 a R$ 0,10 por kg.

* Biofloculador: o efluente da lagoa anaeróbia é submetido a um sistema de tratamento biológico onde a oxigenação é induzida por agitação mecânica. Um aerador no centro do tanque cria um regime de alta turbulência e mantém os sólidos em suspensão, facilitando a sua remoção e evitando o retorno do lodo. Um dosador automático introduz um "catalizador químico" para acelerar a velocidade de precipitação e de agregação das partículas sólidas visando a adequação do material ao processo seguinte, o Dalscreener..

* Dalscreener: é um processo de separação de fases, baseado no aumento do contato e da aderência das microbolhas de ar com as partículas existentes no líquido, diminuindo a sua densidade e forçando o seu deslocamento para a superfície, onde um raspador remove a parte sólida. O líquido resultante pode ser reutilizado na propriedade ou conduzido para valas de infiltração ou rede de drenagem natural. Este processo é automatizado e a produção de lodo é baixa, cerca de 1%.

A concentração de elementos de valor agronômico do lodo (N, P2O5 e K2) é da ordem de 4,65 kg por m3 de dejetos, ou seja: Nitrogênio (N) - 1,30 kg ; Fósforo (P2O5) - 1,14 kg e Potássio (K2O) - 2,21 kg
O valor comercial deste material, em equivalente mineral, é de R$ 5,00 por m3 de lodo e a eficiência de remoção de poluentes: o efluente líquido final do sistema possui baixo nível de impacto ambiental , ou seja

TABELA 4- Eficiência de remoção do Sistema DALQUIM
Parâmetros        % de remoção
Sólidos totais (mg/L)
DQO (mg/L)
Nitrogênio total (mg/L)
Fósforo total (mg/L)
Potássio total (mg/L)
Coliformes fecais - (NMP/100ml)            98,0
98,2
88,0
97,0
96,0
99,0


Se considerarmos apenas os ingressos e as despesas efetivadas, não computando os benefícios da preservação ambiental e incluindo os custos financeiros referentes aos juros sobre o capital médio (6% a.a) e a taxa de depreciação de equipamentos (10% a.a), observa-se que as receitas anuais permitem cobrir 70 a 100% % dos custos de tratamento e o impacto destes encargos sobre o custo de produção é baixo, da ordem de 0,1168% no custo de produção de suínos.

- Sistema de Camas
A EMBRAPA tem demonstrado que a utilização de pisos com leito de cama pode ser uma alternativa viável de manejo, tratamento e valorização agronômica dos dejetos, face a potencialidade de absorção de esterco e de urina que alguns materiais apresentam. O sistema permite obter um subproduto similar ao estrume maturado, capaz de melhorar o condicionamento ambiental da edificação em virtude de sua dupla função (pavimento e digestor) e os índices de produção de suínos poderiam ser mantidos através de adaptações específicas para cada fase de criação. A palha de cereais, a serragem (partículas finas de madeira) e a maravalha (aparas de madeira) constituem os principais materiais empregados como cama. (FOTO)
Os resultados demonstram, em termos gerais que este sistema resulta semelhante aos tradicionais em termos de desempenho animal, embora revelem uma leve tendência para menor ganho de peso nos animais a medida que a temperatura do ambiente aumenta e maior ganho na época fria quando comparado ao sistema de piso em concreto, como reflexo negativo e positivo da maior capacidade de perda de calor por condução, respectivamente.
Foi observado maior número de carcaças condenadas por linfadenite nos animais criados em leito de cama de serragem (24) quando comparado aos da casca de arroz (2).. As causas não foram totalmente esclarecida, mas as condições climáticas observadas no outono, a presença da doença no rebanho e a procedência não controlada da serragem (adquirida de depósitos a céu aberto e de vários fornecedores), certamente contribuíram para a maior ocorrência de linfadenite.

TABELA 5. Médias de ganho de peso (kg) de acordo com tratamento e época do ano
                Época   
Piso       Outono                Inverno               Primavera           Verão   Média
Maravalha          69,3a A 63,0c A 65,3b B 64,6c A 65,5A
Serragem            69,5a A 62,5c A 66,9b A 60,1c C  64,7A
Sabugo de milho             67,5a B 61,2c B  66,5b A 59,4c C  63,6A
Casca de arroz  67,8a B 62,0c A 66,4b A 61,0c B  64,3A
Piso de concreto             68,8a A 60,1c B  66,5b A 65,1c A 65,1A
Média das camas            68,6a     61,8c     66,3b     62,0c     64,6
Médias seguidas por letras minúscula na linha e maiúscula na coluna diferem significativamente pelo teste de Tukey (P<0,05).


Uso como fertilizante

Os dejetos de suínos podem ser usados na fertilização das lavouras, trazendo ganhos econômicos ao produtor rural, sem comprometer a qualidade do solo e do meio ambiente. Para isso, é fundamental a elaboração de um plano técnico de manejo e adubação, considerando a composição química dos dejetos, a área a ser utilizada, a fertilidade e tipo de solo e as exigências da cultura a ser implantada.
Os produtores que dispõe de área agrícola suficiente para aproveitar os resíduos gerados na propriedade, devem optar por um sistema de armazenamento, com o tempo de retenção recomendado pela fiscalização ambiental (cerca de 120 dias), um eficiente sistema de transporte e distribuição e um plano de aplicação seguro que reduza o impacto ambiental. O manejo na forma liquida exige maior cuidado e investimento em estrutura e equipamento (armazenagem, distribuição, transporte). Estudos realizados pela EMBRAPA e outras Instituições tem demonstrado que a baixa concentração de nutrientes por unidade de volume (2 a 4 kg de NPK/m3 de dejetos) limita, sob o ponto de vista econômico, a sua utilização como fertilizante orgânico, face a elevação dos custos de armazenagem, transporte e distribuição.
A quantidade de dejetos a a ser aplicada depende do valor fertilizante, do resultado da análise do solo e das exigências da cultura a ser implantada. Na Tabela de Conversão, a título de ilustração, tendo por base o teor de nitrogênio, apresenta-se as quantidades de dejetos para fertilização da cultura de milho para duas faixas de produtividade: de 50 até 100 sacos e mais de 100 sacos por hectare, e para dois teores de matéria orgânica do solo: de 2,6 a 3,5 e de 3,6 a 4,5 %.
Para a aplicação dos dejetos deve-se utilizar equipamentos que permitam a distribuição da quantidade recomendada. Os sistemas mais usados são: a) conjunto de aspersão com canhão; b) .
Quando se utiliza o trator e tanque distribuidor, é necessário fazer a calibração do conjunto. Os produtores que dispõe de área agrícola suficiente para aproveitar os resíduos gerados na propriedade, devem optar por um sistema de armazenamento, com o tempo de retenção recomendado pela fiscalização ambiental (cerca de 120 dias), um eficiente sistema de transporte e distribuição e um plano de aplicação seguro que reduza o impacto ambiental.
O manejo na forma liquida exige maior cuidado e investimento em estrutura e equipamento (armazenagem, distribuição, transporte). Estudos realizados pela EMBRAPA e outras Instituições tem demonstrado que a baixa concentração de nutrientes por unidade de volume (2 a 4 kg de NPK/m3 de dejetos) limita, sob o ponto de vista econômico, a sua utilização como fertilizante orgânico, face a elevação dos custos de armazenagem, transporte e distribuição.
Aplicações de 40 m3/ha de dejetos líquidos é a dose mais recomendada para a cultura do milho em solos com teores médios de matéria orgânica (Scherer al., 1994) e 45 m3/há para solos de cerrado. Evitar perdas de nutrientes dos dejetos na aplicação em dias chuvosos (por escorrimento da água) ou por volatilização, a distribuição deve ser feita nos horários de menor insolação, com imediata incorporação no solo e, de preferência, o mais próximo possível do plantio da cultura.
Uma forma prática de saber qual a concentração de nutrientes (NPK) contido num determinado tipo de dejeto de suínos, basta determinar a sua densidade (através de um densímetro) e com a utilização da Tabela 6, determinar a quantidade em kg/m3.

TABELA 6 - Coeficientes de conversão para dejetos suínos
Densidade (Kg/m3)        MS(%)  N (Kg/m3)          P2O5
(Kg/m3)               K2O (Kg/m3)     Quantidade de dejetos a aplicar para lavoura de milho (m3/ha), de acordo com a produção (sc/há) e teor de matéria orgânica (%)
                                                                              De 50 a 100 sc/há            Mais de 100 sc/ha
                                                                              2,6-3,5%              3,6-4,5%              2,6-3,5%              3,6-4,5%
1002      -              0.68       0.22       0.63       162         132         206         176
1004      0.27       0.98       0.52       0.75       112         92           143         122
1006      0.72       1.29       0.83       0.88       85           70           109         93
1008      1.17       1.60       1.14       1.00       69           56           88           75
1010      1.63       1.91       1.45       1.13       58           47           73           63
1012      2.09       2.12       1.75       1.25       52           42           66           57
1014      2.54       2.52       2.06       1.38       44           36           56           48
1016      3.00       2.83       2.37       1.50       39           32           49           42
1018      3.46       3.13       2.68       1.63       35           29           45           38
.1020     3.91       3.44       2.99       1.75       32           26           41           35
1022      4.37       3.75       3.29       1.88       29           24           37           32
1024      4.82       4.06       3.60       2.00       27           22           34           30
1026      5.28       4.36       3.91       2.13       25           21           32           28
1028      5.74       4.67       4.22       2.25       24           19           30           26
1030      6.19       4.98       4.53       2.38       22           18           28           24
1032      6.65       5.28       4.84       2.50       21           17           27           23
1034      7.10       5.59       5.14       2.63       20           16           25           21
1036      7.56       5.90       5.45       2.75       19           15           24           20
1038      8.02       6.21       5.76       2.88       18           14           23           19
Fonte: ROLAS (adaptado), 1995



CAPÍTULO 3

3. MATERIAIS E MÉTODOS
3.1. Considerações iniciais
Através do levantamento bibliográfico realizado, constatou-se a existência de diversos critérios na modelagem de lagoas de estabilização, com elevado grau de empirismo e de aplicação regional. Foram apresentados alguns, dos quais se achou de maior interesse ou de melhor aplicabilidade prática. Porém, cabe ressaltar que nenhum se apresenta efetivamente conclusivo de forma que cubra todos os requisitos técnicos inerentes ao desempenho de lagoas, principalmente quando se trata de dejetos suínos.
Dessa forma, a questão é: quais desses modelos apresentam melhor aplicabilidade para o universo do estudo?
A solução exige pesquisas detalhadas para a obtenção de parâmetros reais de funcionamento das lagoas de estabilização, em diversas condições e diferentes fatores climatológicos. Portanto, para a realização da pesquisa foi construído um sistema de tratamento de dejetos suínos na Unidade Experimental (UNETDS) do Centro Nacional de Pesquisas de Suínos e Aves - CNPSA da Empresa Brasileira de Pesquisas Agropecuárias - EMBRAPA, localizado em Concórdia/SC, Brasil. Constituído de um equalizador, um decantador de palhetas e quatro lagoas de estabilização, em escala real, dispostas em série, sendo as duas primeiras anaeróbias e idênticas, seguidas de uma facultativa e uma de aguapés. Além deste sistema, também foi utilizado o sistema de tratamento da Cooperativa Central Oeste de Santa Catarina - COOPERCENTRAL AURORA - Chapecó/SC. Composto de um equalizador, uma peneira vibratória para separação de sólidos-líquidos e seis lagoas de estabilização, em escala real, em série, sendo as duas primeiras anaeróbias, seguidas de uma aerada, duas facultativas e a última de maturação ou polimento.
3.2. Unidade experimental de tratamento de dejetos suínos - UNETDS
O presente trabalho foi realizado na Unidade Experimental de Tratamento de Dejetos Suínos (UNETDS), do Centro Nacional de Pesquisas de Suínos e Aves - CNPSA, da Empresa Brasileira Agropecuária - EMBRAPA, localizado na vila Tamanduá, no município de Concórdia.
A cidade de Concórdia, por sua vez, está situada na Região Oeste do Estado de Santa Catarina, na latitude de 27014'03" e longitude de 52001'40", distante a 556 km da capital do Estado, Florianópolis, com uma altitude de 568 m acima do nível do mar.
3.2.1. Descrição do sistema experimental - CNPSA/EMBRAPA
O sistema de lagoas em escala real pertence à unidade experimental de tratamento de dejetos suínos do CNPSA/EMBRAPA. As lagoas anaeróbias e facultativa foram projetadas em função dos resultados obtidos com lagoas de estabilização em escala real, e funcionamento contínuo do CNPSA e da COOPERCENTRAL (Costa et al 1995a, 1995b e Oliveira 1995), enquanto que a lagoa de aguapés foi projetada baseada nos resultados obtidos com as lagoas em escala piloto, e funcionamento em batelada (Bavaresco et al, 1996).
As lagoas do CNPSA/EMBRAPA foram construídas com a utilização de retro-escavadeira da própria Empresa, para movimento de terra, bem como de trabalhadores para acabamentos finais, como: nivelamento de fundo e acerto dos taludes interno e externamente. As lagoas foram revestidas com vinimanta de PVC flexível doada pela SANSUY e montadas pela IRRIGATER (Irrigação e Meio Ambiente), com sede em Chapecó/SC.
O sistema experimental consiste de um equalizador, seguido por um decantador de palhetas (DP) ou de fluxo ascendente, duas lagoas anaeróbias (LA1) e (LA2), uma lagoa facultativa (LF) e uma lagoa de aguapés (LAG). As lagoas são retangulares, sendo suas áreas superficiais no topo maiores do que no fundo, e estão ligadas em série. Cada lagoa anaeróbia apresenta uma relação entre comprimento e largura de 11,3 m x 7,4 m, na parte superior. Essa relação para a lagoa facultativa é de 16,5 m x 6,4 m, e para a lagoa de aguapés é de 25,0 m x 4,0 m. A Figura 3.1 apresenta um esquema do sistema experimental utilizado no trabalho, e a Tabela 3.1 apresenta as características físicas das lagoas.
O equalizador foi conectado ao decantador e este, por sua vez, interligado à primeira lagoa anaeróbia LA1 por meio de tubos de PVC de 75 mm de diâmetro. As interligações das outras lagoas também foram feitas com tubos de PVC de 75 mm de diâmetro. Em cada entrada das lagoas anaeróbias LA1, LA2 foi colocada uma conexão em "T", de PVC, com a mesma medida. Nesta, três pedaços de tubos foram ligados, dividindo a taxa de fluxo em três partes, os quais emergiam nas lagoas anaeróbias em torno de 80 cm abaixo da superfície da água. A entrada das lagoas facultativa LF e de aguapés LAG era feita através de duas unidades e estas emergiam nas mesmas cerca de 40 cm abaixo da coluna d'água. A saída de cada lagoa era única e situava-se a 30 cm abaixo da superfície da água.
O equalizador de alvenaria possui volume de 6 m3, cujas funções são de armazenar os dejetos provenientes de granjas de suínos, e promover uma homogeneização do líquido que alimenta o sistema de tratamento.
O processo adotado para o tratamento primário foi o decantador de palhetas. Este, por sua vez, contém divisórias de alvenaria para alteração do fluxo líquido e uma superfície de 5,65 m2. Dimensionado pelo modelo proposto por Weller & Williers, avaliado por Costa et al (1995a), tem as seguintes medidas: 4,35 m de comprimento; 1,30 m de largura; 1,30 m de profundidade máxima e 0,40 m de profundidade mínima. Possui três divisórias internas e uma caixa para equalização do líquido na saída. Suas funções são de diminuir a carga orgânica na fração líquida dos dejetos e concentração da fração sólida para sua utilização como fertilizante do solo, além de evitar o assoreamento das lagoas.
 
Fig. 3.1 - Sistema de tratamento de dejetos de suínos da Unidade Experimental UNETDS do CNPSA/EMBRAPA.

Tabela 3.1 - Características físicas das lagoas do sistema de tratamento de dejetos suínos da Unidade Experimental UNETDS - CNPSA/EMBRAPA.
DIMENSÕES                      L A G     O A S    
                LA1        LA2        LF           LAG
Comprimento topo (m)               11,30     11,30     16,50     25,00
Comprimento fundo (m)             8,90       8,90       14,70     21,00
Largura topo (m)             7,40       7,40       6,40       4,00
Largura fundo (m)          5,00       5,00       4,60       2,00
Superfície topo (m2)     83,62     83,62     105,60   100,00
Superfície fundo (m2)   44,50     44,50     67,60     46,00
Profundidade (m)           1,70       2,20       0,85       0,80
Volume (m3)     106,40   137,70   73,00     58,00
 
3.2.2. Alimentação do sistema e carga das lagoas
O sistema de tratamento era alimentado diariamente, pela manhã e/ou tarde. Os dejetos das instalações suinícolas do sistema de produção de suínos (SPS) do CNPSA eram succionados por uma bomba acoplada a um trator tanque do tipo pipa, com 4 m3 de capacidade, e transportados até o equalizador da unidade experimental (UNETDS). Daí, através do acionamento de uma bomba peristáltica, submersa, fazia-se a homogeneização dos mesmos e eram conduzidos ao decantador, com uma taxa de fluxo constante de aproximadamente 20 l/min, até completar o volume de 3,25 m3. Estes resíduos orgânicos, com a mesma taxa de fluxo, eram dirigidos do decantador à lagoa anaeróbia LA1, por gravidade, e conseqüentemente para as demais lagoas, já que o sistema era em série. As Figuras 3.2 e 3.3 apresentam uma vista das lagoas anaeróbias LA1 e LA2, e as Figuras 3.4 e 3.5 mostram as lagoas facultativa LF e de aguapés LAG. Os sólidos sedimentáveis e parte da matéria orgânica retidos no decantador (aproximadamente 1/4 m3) eram retirados todos os dias e destinados à compostagem.
 
Fig. 3.2 - Vista da lagoa anaeróbia LA1 do sistema experimental do CNPSA
 
Fig. 3.3 - Vista da lagoa anaeróbia LA2 do sistema experimental do CNPSA
 
Fig. 3.4 - Vista da lagoa facultativa LF do sistema experimental do CNPSA


Fig. 3.5 - Vista da lagoa de aguapés LAG do sistema experimental do CNPSA
 
Importante:
O sistema entrou em operação em dezembro de 1995 e foi encerrado no mês de agosto de 1997. Uma vez que as lagoas foram dispostas em série, cada uma teve seu início de operação diferenciado, isto é, a lagoa LA1 começou a funcionar em dezembro/95, a lagoa LA2 em janeiro/96, a lagoa LF em fevereiro/96 e a lagoa LAG foi construída mais tarde, iniciando a operação em setembro/96, e após um regime de funcionamento permanente deu-se início à coleta e análise dos dados.
É conveniente ressaltar que o experimento no final do mês de fevereiro/97 foi alterado passando para fluxo descontínuo, tendo como finalidade verificar o comportamento dos parâmetros, como por exemplo, a variação da DBO na lagoa ao longo do tempo, uma vez que a DBO remanescente em dias distintos é diferente, regredindo ao longo do tempo. Porém, como os resultados observados de algumas lagoas não estavam correspondendo satisfatoriamente, resolveu-se, então, retornar ao experimento anterior, ou seja, com vazão constante e fluxo contínuo, sobretudo para avaliar o desempenho da lagoa de aguapés na estação de inverno. O experimento foi reiniciado no mês de maio/97, após a entrada em equilíbrio de funcionamento. Portanto, nos meses de março e abril/97 não foram executadas amostras deste experimento. O sistema de lagoas foi projetado sob a taxa de carga orgânica estimada como apresentado na Tabela 3.2.
Tabela 3.2 - Características operacionais das lagoas do sistema de tratamento de dejetos suínos da Unidade Experimental UNETDS - CNPSA/EMBRAPA.
PARÂMETROS                  L A G     O A S    
                LA1        LA2        LF           LAG
Vazão (m3/d)    3,0          3,0          3,0          3,0
Tempo de detenção (dia)           35,0       46,0       24,0       19,3
Carga orgânica volumétrica 
(kgDBO5/m3/d)               0,286     0,0434   0,041     -
Carga orgânica superficial 
(kgDBO5/ha/d)                4.857     956         354         -
Nota: As cargas orgânicas foram estimadas com base em uma DBO5 de 10.000 mg/l para a lagoa LA1. Para a lagoa LA2 foi estimada com uma redução de 80% e para a lagoa LF com uma redução de 90%.
 
3.2.3. Monitoramento de rotina
O monitoramento de rotina foi realizado no período de janeiro/96 a agosto/97 para o decantador e para a lagoa LA1, e nos períodos de fevereiro, março e outubro de 1996 até agosto de 1997, respectivamente para as lagoas LA2, LF e LAG, após uma fase inicial para a entrada em regime de estado estacionário de funcionamento. As coletas das amostras foram efetuadas semanalmente (quintas feiras), pela manhã, para todos os parâmetros, exceto para a análise da DQO, que foi feita duas vezes por semana (segundas e quintas feiras). A Tabela 3.3 apresenta a programação de amostragem efetuada no decantador e em cada lagoa da Unidade Experimental do CNPSA.
Tabela 3.3 - Programação de amostragem do decantador e das lagoas da Unidade Experimental UNETDS - CNPSA/EMBRAPA, no período de janeiro de 1996 a agosto de 1997.
Decant.                M E S E S A M O S T R A D O S
e lagoas               J              F             M           A             M           J              J              A             S             O            N            D             J              F                M           A             M           J              J              A
DP          x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             *                *             x             x             x             x
LA1        x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             *                *             x             x             x             x
LA2                        x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             *                *             x             x             x             x
LF                                           x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             x             *                *             x             x             x             x
LAG                                                                                                                                                    x             x             x             x             x             *                *             x             x             x             x
* Período em sistema descontínuo (não há dados).
3.2.4. Local de coleta e análises físico-químicas
As amostras do dejeto bruto e dos efluentes do decantador e de cada lagoa foram coletadas em baldes plásticos com capacidade de 3 litros, entre oito e nove horas da manhã, para todos os parâmetros, nos períodos de monitoramento. As coletas de amostras nas lagoas foram realizadas em 5 (cinco) pontos distintos dentro de cada lagoa anaeróbia LA1 e LA2, localizados a 1,2; 1,9; 3,2; 5,0 e 7,5 metros; em 4 (quatro) pontos distintos da lagoa facultativa LF, localizados a 1,5; 4,0; 7,2 e 11,1 metros e em 3 (três) pontos distintos da lagoa de aguapés LAG, localizados a 6,2; 12,5 e 18,7 metros. Todas as amostras foram coletadas a 30 cm abaixo da superfície da água. A Figura 3.6 apresenta o fluxo hidráulico e o esquema dos pontos de coleta.
As amostras eram homogeneizadas nos recipientes, cerca de 1000 ml eram retirados por sifonamento e, em seguida, encaminhadas ao laboratório do CNPSA, distante a 300 m. Contudo, vale dizer que em razão da lagoa LAG entrar em operação e da grande quantidade de amostras a ser coletada e analisada, além de já se conhecer o regime de fluxo hidráulico pertencente às lagoas LA1, LA2 e LF, no mês de outubro/96 encerrou-se a coleta e análise de cada ponto ao longo do fluxo das respectivas lagoas. Na seqüência do experimento, os pontos coletados ao longo das lagoas, juntamente com seu efluente, constituíram um valor composto único, caracterizando o efluente de cada uma delas. A lagoa de aguapés, porém, começou a ser avaliada em outubro/96, e seu monitoramento ao longo do fluxo, isto é, em três pontos distintos dentro da mesma, avançou-se até fevereiro/97. Da mesma forma, os pontos coletados ao longo da lagoa e em seu ponto de saída caracterizaram o efluente da mesma. Como já enfatizado, nos meses de março e abril/97 não houve coleta deste tipo de experimento, uma vez que o processo foi alterado. Em maio/97 o procedimento anterior foi retomado com a coleta de amostras e análises de todos os parâmetros nos afluentes e efluentes de cada unidade, os quais juntamente com seus respectivos valores anteriores compuseram os afluentes e efluentes do decantador e das lagoas anaeróbias LA1 e LA2, facultativa LF e de aguapés LAG desta pesquisa.
De cada amostra foram determinados os seguintes parâmetros: pH, Sólidos Totais (ST), Sólidos Fixos (SF), Sólidos Voláteis (SV), Demanda Química de Oxigênio (DQO), Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO5), Nitrogênio Total (NT), Fósforo Total (PT), Coliformes Fecais (CF) e Temperatura, de acordo com os métodos estabelecidos pelo "Standard Methods" (APHA - AWWA - WEF, 1992).
Fig. 3.6 - Diagrama do fluxo hidráulico e pontos de coleta das lagoas do sistema de tratamento da Unidade Experimental UNETDS - CNPSA/EMBRAPA.

A Temperatura da água de cada lagoa foi medida no local, isto é, diretamente na própria lagoa, através do microprocessador da HANNA, modelo HI 9145.
Os Sólidos Totais, Voláteis e Fixos foram determinados pelo processo gravimétrico, com a utilização de estufa e mufla.
O Nitrogênio Total foi medido através do processo de digestão de amostra com H2SO4 e catalizador, e destilação do nitrogênio, de acordo com o método Kjeldahl.
O Fósforo Total foi determinado através do espectrofotômetro de UV/VIS 420 nm, utilizando o método molibdato/meta-vanadato de amônia.
O pH foi medido usando o aparelho pHmeter da HANNA, modelo HI 9145.
A DBO foi medida pelo método manométrico, usando o equipamento modelo 2173B - HACH.
A DQO foi determinada através do método da oxidação em meio ácido com Dicromato de Potássio e leituras da absorbância no espectrofotômetro DR/200 - HACH.
Os Coliformes Fecais foram determinados com a utilização do Kit de análises Collilert. A leitura foi efetuada com a utilização de lâmpada UV fluorescente de 6 W, e comprimento de onda 365 nm.
Além desses parâmetros, foram determinadas na Estação Metereológica do CNPSA, situada aproximadamente a 500 m da UNETDS, as temperaturas máximas, mínimas e médias diárias (oC), a taxa de insolação (horas de sol/dia), direção do vento, além de outros parâmetros apresentados posteriormente na Tabela (4.12), no capítulo 4.
 
3.3. Descrição do sistema de tratamento de dejetos suínos COOPERCENTRAL - AURORA
O sistema de tratamento de dejetos suínos da Cooperativa Central Oeste de Santa Catarina consiste de um equalizador, seguido por uma peneira vibratória para separação sólido-líquido, duas lagoas anaeróbias (LA1) e (LA2), uma aerada (LE), duas facultativas (LF1) e (LF2) e uma de maturação (LM). As lagoas são arredondadas, sendo suas áreas superficiais no topo maiores que no fundo.
Ao lado deste sistema, encontra-se a granja de suínos contendo três galpões com 1950 animais, sendo 400 leitões em amamamentação com peso de até 10 kg; 350 em crescimento com peso de 10 a 50 kg; 300 em terminação, pesando entre 50 a 70 kg; 550 em engorda entre 70 e 150 kg e 350 com peso maior do que 150 kg.
O equalizador armazena os dejetos de suínos provenientes da suinocultura e, através do acionamento de uma bomba, alimenta o sistema de tratamento, passando antes pela peneira, a qual visa diminuir a concentração da carga orgânica, evitando assoreamento e a produção de maus odores causados pelo acúmulo de sólidos na lagoa anaeróbia. A Tabela 3.4 mostra as características físicas das lagoas utilizadas na pesquisa, e a Figura 3.7 apresenta o fluxograma do sistema de tratamento.
Tabela 3.4 - Características físicas das lagoas de estabilização do sistema de tratamento da COOPERCENTRAL/AURORA.
DIMENSÕES                                      L A G     O A S                    
                LA1        LA2        LE           LF1         LF2         LM
Superfície topo (m2)     300         200         135         135         400         700
Profundidade média (m)             3,3          2,2          1,0          1,0          1,0          0,8
Profundidade máxima (m)         4,0          4,0          2,0          2,0          1,5          0,8
Volume (m3)     700         450         187         187         450         560
 
Fig. 3.7 - Esquema do sistema de tratamento de dejetos suínos da Cooperativa Central do Oeste de Santa Catarina - COOPERCENTRAL - AURORA.
 
 
3.3.1. Alimentação do sistema e carga das lagoas
O sistema de lagoas recebe resíduos orgânicos altamente concentrados produzidos pelos animais e variados conforme o uso da água para higienização da granja. Estes resíduos são conduzidos por gravidade da granja ao sistema de lagoas; apenas a passagem do equalizador à peneira vibratória é feita através de bomba peristáltica. A vazão média é de 30,0 m3/dia, resultando em tempo de detenção total do sistema de aproximadamente 86,6 dias. O experimento ocorreu no período de fevereiro a novembro de 1996. A Tabela 3.5 apresenta as características operacionais das lagoas.
Tabela 3.5 - Características operacionais das lagoas do sistema de tratamento da COOPERCENTRAL - AURORA.
PARÂMETROS                  L              A G        O A        S            
                LA1        LA2        LE           LF1         LF2         LM
Vazão (m3/d)    30,0       30,0       30,0       30,0       30,0       30,0
Tempo de detenção (dia)           25,6       15,0       6,2          6,2          15,0       18,6
Carga orgânica aplicada  (kgDBO5/d)      145,5     108,0     33,7       30,7       27,7       22,5
Carga de sólidos aplicada
 (kgSV/d)            223,5     90,4       64,1       59,0       39,4       38,2
Carga orgânica volumétrica
 (kgDBO5 /m3/d)             0,19       0,24       0,18                                      
Carga de sólidos volumétrica
 (kgSV/m3/d)    0,29       0,20       0,34                                      
Carga orgânica superficial
 (kgDBO5 /ha/d)                                                             1.653     617         423
 
3.3.2. Monitoramento de rotina
O sistema de tratamento foi monitorado no período de fevereiro a novembro de 1996. Esse monitoramento foi realizado para o dejeto bruto e nos efluentes do equalizador, da peneira vibratória, e das lagoas, através de coletas mensais. No entanto, houve mês em que a coleta procedeu duas vezes, perfazendo-se um total de treze amostragens. As amostras eram preservadas em embalagem de isopor a -4 o C e enviadas no mesmo dia de coleta para o CNPSA/EMBRAPA, Laboratório de Análise de Efluentes, em Concórdia/SC. Foram medidos os seguintes parâmetros: DBO, DQO, ST, SF, SV, NT, PT, pH, e Temperatura, seguindo os procedimentos padrões "Standard Methods" (APHA - AWWA - WEF, 1992), já adotados para as outras lagoas.
EM DEFESA DO AGUAPÉ
José Lutzenberger
Ecologia - Do Jardim ao Poder. L&PM Editores Ltda. Porto Alegre 1985
Texto recopiado em 1998 por Carla, secretária de Claudia Steiner (Fundação Gaia de Manaus)
Purificando a água, o aguapé contribui para a sua reoxigenação. Ele faz gratuitamente este trabalho. É apenas lógico que alguns o considerem subversivo.
Dupla surpresa me causou a leitura de um artigo de jornal, assinado por um professor de botânica. Surpresa agradável pela coragem que o professor demonstra ao denunciar a tecnobur(r)ocracia que é a desgraça deste sofrido País, desagradável na demonstração de pensamento reducionista. Não esperava uma afirmação tão ecologicamente absurda como esta: "o aguapé causa total desequilíbrio ecológico onde quer que apareça".
Já estou vendo os tecnocratas em campanha de erradiacação do aguapé, aplicando herbicidas, provavelmente 2,4-D, nos corpos d'água. Aliás, pelas informações que tenho, isto já foi várias vezes feito em represas de São Paulo. Sei dos desastres ecológicos causados pelo combate ao aguapé no Sudão. Os resultados são os piores possíveis. O aguapé morto acaba indo ao fundo. Ali agrava os problemas da poluição. Sua decomposição consome ainda mais oxigênio do que já é consumido pela carga poluente. Longe de constituir desequilíbrio ecológico, a proliferação violenta do aguapé em água poluída tende, justamente, a eliminar a causa do desequilíbrio. Purificando a água, ele contribui para a sua reoxigenação.
As altas cargas orgânicas provenientes dos esgotos domésticos aumentam o que os sanitaristas chamam DBO, ou seja, a demanda biológica de oxigênio. Trata-se do consumo de oxigênio requerido pelas bactérias que fazem a decomposição da matéria orgânica. Um DBO elevado acaba matando todos os organismos que precisam de oxigênio, desde o protozoário até o peixe. No estágio final de uma elevada poluição orgânica sobram apenas bactérias anaeróbias, bactérias que vivem em condições de ausência de oxigênio. Estas bactérias produzem substâncias tóxicas e gases mal-cheirosos.
Nos estágios secundários das estações de tratamento de esgotos, quando concebidas em esquema tecnocrático, o efluente costuma ser violentamente agitado, ou se faz injeção de ar para que surja o "lodo ativado" que está constituído de bactérias aeróbias, bactérias que só proliferam na presença de oxigênio, de algas e de protozoários. Estas instalações são extremamente caras e as potentes máquinas de agitação ou injeção de ar têm enorme consumo de energia. Ora, o aguapé faz gratuitamente este trabalho. É apenas lógico que alguns o considerem subversivo, assim como para outros são subversivas as bactérias que, num solo vivo, fixam gratuitamente o nitrogênio no ar. A tecnocracia prefere fixar este nitrogênio com imensos gastos de energia, em suas gigantescas usinas de síntese do amoníaco, para vendê-lo a preço de ouro ao agricultor, em vez de ensinar-lhe como manejar ecologicamente o solo e fazer as bactérias trabalharem para ele.
Voltando ao aguapé, ele propicia em suas raízes a proliferação de toda uma comunidade viva, constituída de bactérias aeróbias, algas, protozoários ou pequenos crustáceos e larvas de insetos ou moluscos, que fazem trabalho equivalente ao do lodo ativado das estações secundárias convencionais. Ele vai além, ele faz também o serviço das estações terciárias que, em geral, não são implantadas devido a seu alto custo. Além de absorver diretamente parte da matéria orgânica solúvel, o aguapé absorve os sais minerais resultantes da decomposição da matéria orgânica pela microvida que ele abriga.
Aqueles que consideram o aguapé como uma praga queixam-se de sua rápida proliferação. Mal sabem eles que em águas puras ele não tem vez, não consegue crescer, fica parado. Nos rios de águas claras e nos rios de águas negras do Amazonas o aguapé não prolifera como o faz nos rios da Flórida, Mississipi, Louisiana ou em nossos rios poluídos. No Amazonas ele só cresce com força nos rios barrentos, como o Solimões. Conheço banhados bem equilibrados onde ele mal sobrevive; noutros, bem poluídos, ele cobre tudo. Em minhas lagoas de purificação de esgotos, no verão, ele consegue crescer até oito por cento ao dia. Não há planta mais eficiente que o aguapé em aproveitamento de energia solar e nutrientes. Mas é nisso que está sua grande utilidade. Sua taxa de crescimento é indicação biológica do grau de poluição. Ele é um termômetro de poluição, ao mesmo tempo em que constitui magnífico instrumento para purificação de águas.
Se a proliferação do aguapé constitui problema, a solução não está na simples eliminação ou não introdução, está no manejo.
Pessoalmente, há mais de dez anos venho trabalhando com plantas aquáticas. O aguapé comum, a Eichhornia crassipes, é apenas uma entre dúzias de plantas extremamente interessantes. Aqui no Sul, em nosso clima subtropical, a Eichhornia não cresce no inverno, quando as temperaturas baixam de 20 graus. Para trabalho intensivo em lagoa de purificação pode-se usar outras espécies, nativas da região, como algumas Heterântheras, Hidrocótiles ou Enhydras, ou mesmo Pistias e Salvínias. Para efeitos especiais, pode-se introduzir plantas menores, como Lemnas, Spirodela e mesmo Wolffias. Estas últimas são indicadores biológicos mais precisos que a Eichhornia. A presença ou ausência destas plantas aquáticas minúsculas em certas partes das lagoas me dizem mais sobre a qualidade da água do que muita análise. Os melhores resultados se obtém com consorciações, não com monoculturas de plantas aquáticas.
Por isso, onde posso, trabalho com banhados naturais. Em Pelotas, numa fábrica de óleo de soja, há quatro anos funciona um esquema de purificação do efluente em um pequeno banhado natural. Havia e continua havendo mais de 50 espécies de plantas aquáticas. Pouco a pouco, a comunidade vai se estratificando dentro do lago, ficando cada espécie naquela parte do lago em que a qualidade da água mais corresponde às suas exigências. O aspecto mais gratificante neste tipo de trabalho é ver como aumenta a fauna aquática: sapos, rãs, pererecas, cobras, peixes, aves e mamíferos. Iniciamos outro esquema, também em Pelotas, há pouco tempo: desta vez, trata-se de purificar os efluentes cloacais de todo um bairro, ainda em banhado natural.
É claro que uma purificação eficiente só se consegue em lagoas ou banhados bem dimensionados e manejados. Mas isso não quer dizer que seja desprezível o efeito benéfico do aguapé que prolifera livremente em rios e lagos poluídos. Também nesses casos o aguapé pode ser manejado para não chegar a ser "praga". O excesso deve ser colhido sistematicamente, para manter constante a área coberta. Também se pode mantê-lo afastado de pontos sensíveis, como turbinas, bastando fazer barreiras flutuantes. Nunca se deve deixar que prolifere a ponto de cobrir completamente um corpo d'água. Quando ele se aperta demais, parte da massa vegetal afunda e temos o efeito que mencionamos anteriormente.
E o que fazer com a biomassa colhida?
Num país com tantos solos exaurido, desestruturados, sem vida, sem húmus, erodidos, nada melhor do que este tipo de biomassa. Só a falta de imaginação limita seu uso.
O aguapé pode ser aplicado, simplesmente, como cobertura orgânica morta (mulching), em pomares, vinhedos, hortas, jardins e praças. Aliás, em São Paulo, por que não usar o "desfrute" do aguapé da Billings para recultivar algumas das grandes e feias chagas de terraplenagem especialmente ao longo das estradas, ou nos terrenos dos BNHs que hoje, não sei por qual perversão mental de seus planejadores e arquitetos, só se levantam depois que maquinária pesada tiver transformado a terra em paisagem lunar.
A biomassa colhida permite também fazer um excelente composto, um dos melhores. O material se decompõe rapidamente, devido a seu alto conteúdo de água, e forma medas bem arejadas, que não precisam ser revolvidas até amadurecerem, O composto resultante é rico também em macro e micronutrientes.
Em floricultura descobri que aguapé seco e compactado, especialmente quando se trata das variedades gigantes da Salvínia, é excelente substrato para orquídeas. Muito melhor que o xaxim - e o crime que hoje se comete com o xaxim é gritante.
Mas muitas das espécies aquáticas, entre elas a Eichhornia, a Heteranthera, a Enhydra, são boa forragem. O caboclo na Amazônia, que vive em casas flutuantes nas margens dos rios, costuma colher Eichornia para seus porcos. Muares também aceitam muito bem esta planta. A vaca gosta muito da Enhydra, mas só aceita a Eichhornia se for seca, picada e introduzida na ração. Mas o búfalo gosta do aguapé. O porco também gosta da Heteranthera.
Na China faz-se um bom papel de Eichhornia. Sua celulose está livre de lignina. Uma fábrica de celulose de aguapé não teria o problema da poluição com a lixívia negra. Ao separar a celulose, sobra proteína, mais de 20% da massa seca. As fábricas de celulose deveriam investigar esta planta. Enquanto que numa monocultura de eucalipto, em condições propícias, a produção de biomassa dificilmente alcança 30 toneladas / hectare/ ano, a Eichhornia, em clima tropical e em água bem poluída, pode facilmente produzir entre 150 a 300 to/ha/ano, em base de matéria seca, com mais uma vantagem: a primeira colheira no eucalipto se faz aos sete ou oito anos, na Eichhornia podemos começar a colher em dois ou três meses. A celulose seria subproduto da purificação de águas cloacais ou efluentes industriais, como os de laticínios, frigoríficos e alguns outros. Esta purificação por si só já justifica o custo das lagoas.
Há os que propõem utilizar o aguapé para retirar metais pesados de águas poluídas. De fato, o aguapé pode retirar metais da água. Mas este é outro enfoque reducionista, é varrer lixo para baixo do tapete. Os metais devem ser retidos na fonte, na própria fábrica. No caso do cromo, em curtumes, por exemplo, a reciclagem na fonte significa renda adicional. A instalação se paga em poucos meses. Se usarmos o aguapé para captar metais pesados, o que fazer com a biomassa colhida? Ela estará contaminada. Teremos de levá-la para um aterro "sanitário". Que absurdo!
Quem sabe, a atual crise nos faça repensar muita coisa. Por que não trabalhar com a Natureza, em vez de combatê-la sempre? Quanto emprego estaríamos criando. Quanto jovem biólogo, agrônomo, engenheiro, químico, teria trabalho fascinante pela frente. Que pena que estejamos fechando horizontes, quando o que precisamos é abri-los
Planta possibilita reutilização de água de esgoto
Karina Costa
Alunos de duas escolas estaduais do Rio Grande do Sul trouxeram para a 5º Feira Brasileira de Ciências e Engenharia (Febrace) uma solução para o problema da escassez de água no planeta. Os estudantes propõem o uso das aguapés, espécie de planta aquática, para o tratamento e reutilização de água de esgoto.
O experimento foi feito em uma estufa onde foi colocada água de esgoto junto com aguapés. Passadas 24 horas, os alunos fizeram uma leitura da água para identificar o nível de limpeza. Em 48 horas, depois de feita nova análise da água, ela estava pronta para reutilização. Em última instância, se ainda restarem alguns resíduos, é adicionado um pouco de cloro para garantir água limpa.
Os inventores, que falavam em coro sobre a experiência, sugerem que a água pode ser usada para regar hortas ou para lavar carros. Também contam que a água salgada, como a do mar, pode ser limpa com as aguapés e depois utilizadas para consumo.
Os estudantes explicam que a solução é viável pois o tratamento de água com auxílio da planta significa redução de coliformes fecais e bactérias patogênicas.
"O tratamento convencional da água para consumo utiliza substâncias que provocam diversas doenças", dizem os alunos que representam a escola estadual de ensino fundamental Seival e a escola estadual de ensino médio Antônio Augusto Borges de Medeiros, de Candiota e Novo Hamburgo, ambas no Rio Grande do Sul.



Lagoa de Aguapés
A lagoa de aguapé (Eichornia crassipes) apresenta um desempenho atraente na remoção de nutrientes dos esgotos domésticos e da criação de suinos. No entanto, sua eficiência na remoção da demanda bioquímica de oxigênio (DBO), mostra-se inferior à verificada nas lagoas de estabilização facultativas convencionais.

Pesquisas realizadas no estado de São Paulo (Revista DAE, núm.135, dez./83) provaram que as cargas máximas de nitrogênio e fósforo, para uma eficiência de 80% no tratamento, foram de 18 e 4 kg/ha.dia, respectivamente. Assim, uma lagoa de aguapé, com área de 1 ha, pode tratar, diariamente, os esgotos brutos correspondentes a uma população aproximada de 2.500 habitantes. O aguapé também pode ser usado como subprodutos, tais como: composto orgânico, ração para gado, produção de carvão vegetal, de gás metano, de celulose, etc. A temperatura ótima de crescimento é entre 21 e 30 graus centígrados. O tempo de detenção pode ser curto (4 a 6 dias; melhor) ou longo (15 a 54 dias); e 30% da área da lagoa, livre, com a retirada de 200 kg/ha.dia de aguapés.

A produção de aguapé obtida na lagoa, na fase de crescimento exponencial, foi da ordem de 210 a 250 kg/ha.dia em peso seco e o tempo de duplicação da massa ficou em torno de 14 dias. Além dos problemas básicos de remoção e disposição do aguapé, a proliferação de mosquitos, a infestação da lagoa por outros vetores de doenças (como o caramujo da esquistossomose, p.ex.), sua destruição por geadas, são alguns problemas operacionais que devem ser analisados, antes da implantação do sistema.
O projeto abaixo constitui-se num caso de aplicação da lagoa de aguapé para tratamento de dejeto de suinos, constante do site Embrapa.

A lagoa de aguapé objetiva: redução de carbono, de Coliformes fecais, de nitrogênio e de fósforo através do uso de aguapé ( Eichornia crassipes). Compõe-se basicamente de uma estrutura retangular rasa (1,2 m) e revestida de lona plástica.

DIMENSIONAMENTO : o volume ( em m³), a semelhança das lagoas facultativas, pode ser estimado pela expressão
V = COA/CSA em função da carga orgânica aplicada (COA, kg de DBO5/dia) e da carga superficial aceitável (CSA, 90 a 270 kg de DBO5/ha/dia). Também pode ser estimado em função da vazão de efluente (Vd, em m³/dia) e do tempo de retenção (Tr, mínimo de 15 dias ) pela expressão V = Vd x Tr.

ESTRUTURA COMPLEMENTAR : tubos e conexões para o abastecimento e drenagem do líquido; sistema de coleta e utilização do aguapé.

DESEMPENHO : Eficiência de remoção de 38 % de ST, 40 % da DBO5, 45% de N, 35% P, 30% de K e de 97% de CF para efluentes originários de lagoas facultativas.

FORMA DE OPERAÇÃO : alimentação e drenagem contínua; remoção manual ou mecânica do excesso de aguapé.

VANTAGENS :simplicidade operacional; custo do investimento inicial e produção de massa verde.

DESVANTAGENS : exigência de espaço; mão-de-obra para manejo dos aguapés.

RECOMENDAÇÕES: criadores com disponibilidade de área para locação; baixa capacidade de investimento.

CUSTO DE REFERÊNCIA : R$ 15,00 por m³ de armazenagem construída.

BIBLIOGRAFIA : Costa R.H.R. Lagoas de Alta Taxa de Degradação e de Aguapés no Tratamento Terciário de Dejetos Suínos. UFSC. 1997.
1
POLIMENTO DE EFLUENTES DE LAGOAS DE ESTABILIZAÇÃO UTILIZANDO
Eichhornia crassipes (AGUAPÉS) EM ESCALA REAL
Klaus Dieter Neder (*)
Especialista em Engenharia Sanitária pela Universidade de Aachen na Alemanha.
Engenheiro Civil pela Universidade de Brasília-UnB.
Superintendente de Expansão do Sistema de Esgotos da Companhia de Saneamento do
Distrito Federal – CAESB.
Tarcísio dos Reis Queiroz
Mestre em Tecnologia Ambiental e Recursos Hídricos pela Universidade
de Brasília-UnB. Engenheiro civil pela Universidade Federal de Ouro Preto - UFOP/MG.
Coordenador de Expansão do Sistema de Esgotos da Companhia de Saneamento do Distrito Federal - CAESB.
Vice-Presidente da ABES/DF.
Adalete Figueiredo Machado
Especialista em Engenharia Sanitária pela Universidade Federal de Minas Gerais-UFMG. Engenheira Química pela
Universidade Federal de Minas Gerais-UFMG. Coordenadora Operacional Centro Norte da Companhia de
Saneamento do Distrito Federal – CAESB.
Maurício Leite Luduvice
PhD em Engenharia pela University of Newcastle – Inglaterra (1992), MSc em Engenharia Ambiental pela mesma
universidade (1988), Engenheiro Químico pela Universidade Federal de Sergipe (1982). Possui diversos cursos
sobre tratamento de efluentes domésticos, industriais e água para abastecimento público. Atualmente é engenheiro
da Diretoria de Sistemas de Esgotos da Companhia de Saneamento do Distrito Federal - CAESB.
Marco Antonio Almeida de Souza
PhD pela Universidade de Birmingham na Inglaterra. Mestre em Hidráulica e Saneamento pela Escola de
Engenharia de São Carlos da Universidade de São Paulo - EESC/USP. Engenheiro Químico pela Universidade
Federal do Paraná– UFPr. Professor Adjunto da Universidade de Brasília, junto aos cursos de graduação em
Engenharia Civil e de Mestrado em Tecnologia Ambiental e Recursos Hídricos (UnB).
Endereço (*): Setor Comercial Sul - SCS – Quadra 04 Conjunto A – Número 67/97 – Edifício CAESB CEP 70300-
904 Brasília – DF – Brasil Tel.: + 55(61)3257253 – Fax: +55(61)3257306. e-mail: kneder@wom.com.br
RESUMO
A presença de algas nos efluentes de lagoas de estabilização tem levado à busca de processos de polimento que permitam sua remoção, sem que seja necessária a mecanização excessiva do processo, de forma a manter as características de simplicidade e facilidade operacional que torna as lagoas atrativas como solução de tratamento de esgotos. A Caesb em Brasília tem efetuado pesquisas na busca de processos naturais de polimento de efluentes de lagoas de estabilização, tendo concluído pela utilização do Aguapé – Eichhornia Crassipes – como uma das alternativas mais atraentes para este fim (Neder et al., 2001). Tradicionalmente a utilização de aguapés no tratamento de esgotos tem esbarrado na dificuldade de sua remoção dos tanques em que são cultivados, motivo pelo qual a Caesb optou por testar uma modalidade em que não se efetua a sua retirada, permitindo que o mesmo passe por todos os ciclos de seu desenvolvimento, chegando mesmo a sua morte e renascimento. No modelo proposto a retirada dos aguapés somente se daria por ocasião de uma significativa perda de qualidade do efluente, mediante o esvaziamento da lagoa e retirada da biomassa por meios convencionais, após sua secagem natural. O presente trabalho apresenta os resultados da utilização, em escala real, de uma célula com aguapés como unidade de polimento de uma lagoa de alta taxa, com o objetivo de avaliar a remoção das algas do efluente, medida como sólidos em suspensão, bem como os efeitos resultantes nos parâmetros DBO, TKN e SS. Os resultados de 10 meses de operação da unidade indicaram que é possível utilizar o aguapé como polimento de lagoas, sem que seja necessária sua constante retirada do processo. Neste período, utilizando uma taxa de aplicação de 0,013 m3/m2.dia ,as eficiência obtida foram de 56,92%, 64,23%, 1,25% e 8,64%, respectivamente, para SS, DBO5, NTK e Pt.
2 O processo de plantas aquáticas flutuantes, em escala real, mostrou-se, como em escala piloto, bastante eficiente na remoção de SS e DBO5, não tendo apresentado desempenho elevado em relação à remoção de NTK e Pt.
Palavras-Chave: Polimento de efluentes, Efluentes de lagoas, Lagoas de estabilização, Polimento com aguapés,Polimento com Eichhornia crassipes.
INTRODUÇÃO
O Distrito Federal (Brasil) possui seis unidades de tratamento de esgotos domésticos utilizando o processo de lagoas de estabilização, que atendem atualmente a uma população da ordem de 370.000 habitantes. Estas unidades apresentam grande quantidade de algas em seu efluente, causando grande impacto visual nos corpos receptores em que são lançados, dando uma coloração esverdeada aos mesmos. Das lagoas em operação, três dispõe de sistemas de disposição no solo como unidades de polimento de efluentes, implantadas como uma tentativa de melhorar a qualidade do efluente destas unidades. Como os resultados alcaçados não foram muito expressivos, com remoções da ordem de 50% dos sólidos afluentes, a Caesb desenvolveu um processo de pesquisa, com apoio da Fundação de Apoio a Pesquisa do Distrito Federal, visando o desenvolvimento de um processo de tratamento de efluentes de lagoas, que atendesse às características citadas, foram avaliados em escala piloto, na Etapa I, 05 (cinco) processos naturais de tratamento, escolhidos entre os que têm se mostrado especialmente promissores na capacidade de
remoção de SS. Os processos avaliados foram filtro intermitente de areia, filtro de pedra, escoamento superficial (aplicação no solo), terras alagadas construídas de fluxo subsuperficial (cultivadas com Typha sp.) e plantas aquáticas flutuantes (cultivadas com Eichhornia crassipes) (Queiroz, 2001). Os processos que se mostraram mais promissores, em escala piloto, foram o filtro de pedra e as plantas aquáticas flutuantes (cultivadas com Eichhornia crassipes) (Queiroz, 2001). Numa Etapa II, em face aos resultados obtidos em escala piloto, passou-se a avaliar, em escala real, o processo de plantas aquáticas flutuantes (cultivadas com Eichhornia crassipes), que apresentou a melhor avaliação técnico operacional dos processos testados.
A utilização de aguapés como polimento de lagoas já foi objeto de vários experimentos anteriores, sempre
apresentando como uma das principais dificuldades do processo, a questão da remoção das plantas dos tanques utilizados. A preocupação da remoção das plantas sempre se baseou no principio de procurar manter as mesmas em sua fase de crescimento, de forma a maximizar o potencial de absorção dos poluentes presentes nos efluentes. Como o emprego de lagoas se dá geralmente em áreas que não possuem exigências elevadas em termos de remoção de nutrientes, se procurou focar a pesquisa na remoção de sólidos em suspensão apenas, aceitando baixos níveis de remoção de nutrientes. Este enfoque sugere a possibilidade de manter a planta por mais tempo no processo, mesmo  que por mais de uma geração, já que as plantas que morrem poderão vir a formar uma biomassa que vai atuar como um filtro às algas afluentes. Se objetiva verificar a possibilidade de formar um processo de tratamento que vai entrar
em uma espécie de equilíbrio natural, formando com o tempo uma espécie de “wetland” que digere as plantas retidas e que morrem, incluindo aí as algas filtradas. Na avaliação se pretende evitar a necessidade de retirada das
plantas. Este procedimento só se efetuaria quando se verificasse uma grande queda na qualidade do efluente. Para
tanto se prevê o esvaziamento da célula de polimento, sua secagem natural e a retirada da massa restante por meios
mecânicos convencionais. Este procedimento permite a secagem do aguapé na própria célula, dispensando sua
retirada ainda com grandes volumes de água. A possibilidade de sua retirada com trator e caminhão também
simplifica o processo, já que este tipo de equipamento encontra-se disponível na maioria das localidades onde existe
uma lagoa de estabilização. O presente trabalho apresenta o resultado dos dez primeiros meses de operação da
unidade de polimento com aguapés, sem que se tenha retirado qualquer planta durante este período.
OBJETIVO DO TRABALHO
O objetivo deste trabalho é o de estudar em escala real, o desempenho das plantas aquáticas flutuantes ( Eichhornia
crassipes) no polimento de efluentes de lagoas de estabilização, sem promover a retirada das plantas do processo e
comparar com o desempenho obtido em escala piloto, tendo como objetivo principal a avaliação da remoção dos
Sólidos Suspensos do efluente, avaliando ainda as implicações desta remoção nos demais parâmetros de controle de
efluentes.
3
METODOLOGIA EMPREGADA
A pesquisa, na Etapa II, foi efetuada através de uma avaliação experimental em escala real, utilizando, para tal, a
Estação de Tratamento de Esgotos da Cidade do Paranoá (ETE - Paranoá), que é operada pela CAESB – Companhia
de Saneamento do Distrito Federal. O projeto da ETE-Paranoá foi concebido de forma a possibilitar o tratamento do
esgoto afluente a nível secundário, com a combinação de processos de tratamento que atendessem ao binômio
eficiência e baixo custo de implantação e operação. A ETE – Paranoá foi construída em 1997, para atender a uma
população de projeto de 60 mil habitantes. Atualmente está recebendo uma vazão de 3.000 m3/d, correspondendo a
aproximadamente 30% da vazão de projeto, relativa a cerca de 75% da população de projeto, ou seja,
aproximadamente 45 mil residentes daquela cidade (Luduvice et al., 2000). Os principais parâmetros de projeto da
ETE-Paranoá são apresentados na Tabela 1, com os valores concebidos à época de projeto e os valores operacionais
verificados atualmente. As eficiências globais de remoção e as principais características médias do afluente e
efluente da ETE Paranoá, para o período de janeiro a dezembro de 2000, são mostradas na Tabela 2.
Tabela 1- Principais parâmetros de projeto da ETE Paranoá (Luduvice et al., 2000; Neder e Harada, 1997).
Parâmetro Unidade Valor de projeto Valor verificado na operação
População contribuinte Hab. 60.000,00 45.498,00
Per capita de DBO g/hab.dia 54,00 66,88
Per capita de esgoto l/hab.dia 120,00 66,00
Vazão média m3/d 8.752,00 3.000,00
Carga de DBO Kg/dia 3.240,00 3.043,00
Carga de SS Kg/dia 2.520,00 1.648,94
Tabela 2- Eficiências de remoção e as principais características médias do afluente e efluente da ETE –
Paranoá (Caesb, 2000a).
Característica Afluente (mg/l) Efluente (mg/l) Remoção (%)
DQO 1.825,80 566 69
SS 620,00 186 70
Pt 15,79 10,74 32
NTK 93,60 46,8 50
DBO 1.023,53 174 83
Os esgotos sanitários da cidade são coletados e encaminhados por gravidade a um tratamento preliminar
mecanizado, onde são retirados o material grosseiro e areia. A primeira etapa do tratamento consiste de três reatores
anaeróbios de fluxo ascendente (UASB), compartimentados, em paralelo. Já a segunda etapa de tratamento consiste
de nove lagoas de alta taxa, sendo o efluente de cada reator dividido para um grupo de três lagoas em paralelo.
Finalmente, na terceira etapa de tratamento os efluentes das lagoas de alta taxa são conduzidos para patamares de
escoamento superficial no solo. Na Figura 1, é apresentado o fluxograma da ETE-Paranoá.
4
Figura 1- Fluxograma da ETE-Paranoá.
Dos resultados alcançados na estação, cabe ressaltar a elevada eficiência dos reatores anaeróbios de fluxo
ascendente, que durante o período da experiência, apresentaram uma eficiência da ordem de 90% em termos de
remoção de DBO. Já na etapa seguinte de tratamento, através da utilização de lagoas rasas, denominadas de lagoas
de alta taxa, a DBO teve uma ligeira alta, apesar da intensa coloração esverdeada do efluente e da boa remoção de
nitrogênio verificada indicarem que as lagoas tinham bom funcionamento no período. A Figura 2 apresenta os
resultados da DBO afluente à estação e efluente dos reatores anaeróbios (UASB) e lagoas de alta taxa (LAT) durante
o período do experimento.
Figura 2- Resultados de concentrações de DBO afluentes e efluentes no período do experimento.
Para a realização da pesquisa foram necessárias algumas alterações no conjunto “A” de lagoas de alta taxa. O
efluente do Reator UASB 1 passou a ser dividido para as lagoas de alta taxa “A1” e “A2”, sendo os efluentes das
duas, por sua vez, conduzidos à lagoa de alta taxa “A3”, a qual recebeu as plantas aquáticas flutuantes, passando ela,
portanto, a ter a função de efetuar o polimento dos mesmos.
Valores de DBO
0
500
1000
1500
2000
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Análise
DBO (mg/l)
DBO Afluente
DBOefluenteUASB
DBOefluenteLAT
5
DESENVOLVIMENTO DO TRABALHO EXPERIMENTAL
O desenvolvimento do trabalho de pesquisa na Etapa II, em larga escala, a exemplo da Etapa I, em escala piloto,
iniciou-se quando a superfície da lagoa de alta taxa “A3” estava totalmente ocupada pelas plantas aquáticas
flutuantes, estendendo–se de 27/09/2001 a 25/07/2002. Nessa etapa de experimentos, ao contrário da Etapa I, optouse
por não efetuar a colheita rotineira das plantas aquáticas flutuantes, deixando para se efetuar a remoção das
mesmas e do lodo de fundo, de forma mecanizada, ao final dos experimentos.
A taxa de aplicação utilizada, de 0,013 m3/m2.d, foi estabelecida levando-se em consideração a vazão total afluente à
Estação de Tratamentode Esgotos do Paranoá – ETE Paranoá, profundidades possíveis de operação das lagoas de
alta taxa e o intervalo de taxas de aplicação utilizado na Etapa I em escala piloto, 0,024 m3/m2.d a 0,096 m3/m2.d.
A altura de lâmina d’água adotada, de 0,60m, foi o dobro da utilizada em escala piloto, porém atendeu a literatura, a
qual recomenda menor que 0,90m. O tempo de detenção, de 4,8 d-1, também, por sua vez, atendeu a literatura, que
recomenda menor que 6 d-1. Por outro lado, a carga orgânica aplicada, de 205,50 Kg/ha.d, foi bem superior ao
recomendado, menor que 50 Kg/ha.d.
MÉTODOS DE ANÁLISE E EQUIPAMENTOS
Na Tabela 3 são apresentadas as características de qualidade da água analisadas em laboratório, bem como os
métodos e equipamentos utilizados.
Tabela 3- Métodos e equipamentos utilizados para as análises das características de qualidade da água.
Característica Método/Equipamentos
DBO Manométrico/Sistema respirométrico da HACH e incubadora
SS Seco a 103-105 ºC/Balança analítica, forno de secagem e bomba de vácuo
NTK Macro Kjeldahl/Chapa de aquecimento, Balão Kjeldahl, aparelho para digestão Kjeldahl e
aparelho para destilação de Kjeldahl
Pt Cloreto estanoso/Recipiente para digestão, autoclave e espectrofotômetro HACH, modelo
DR-4000U
RESULTADOS OBTIDOS
Na Tabela 4, são apresentados os resultados de desempenho na Etapa II, em larga escala, no período de 27/09/2001
a 25/07/2002, em termos de DBO5, SS, NTK e Pt, bem como as concentrações médias afluente e efluentes.
Tabela 4: Resultados de desempenho e concentrações médias afluente e efluentes na Etapa II, em escala real.
Característica Concentração afluente
(mg/l)
Concentração efluente
(mg/l)
Remoção
(%)
SS 182,00 76,00 58,14
DBO5 202,54 76,57 62,19
NTK 56,92 56,21 1,25
Pt 11,00 10,05 8,64
As médias apresentadas na tabela 4 não retratam a influência que o ciclo de vida dos aguapés teve na qualidade do
efluente. Na Figura 3 são apresentados os valores de Sólidos em suspensão afluente e efluente à unidade de
polimento ao longo do período do experimento. Pode-se verificar uma acentuada melhora de qualidade do efluente
na primeira fase de crescimento dos aguapés, que segue até o momento que os mesmos começam a morrer. Isto
ocorre após cerca de 7 meses após iniciado o experimento. Depois de uma redução na eficiência, se nota uma
melhora da mesma nos últimos meses do experimento, ocasião em que as plantas já apresentavam nova fase de
crescimento.
6
Figura 3- Resultados de desempenho e concentrações médias afluente e efluentes de SS ao longo do tempo.
A Figura 4 apresenta as remoções obtidas no período para os parâmetros Sólidos em Suspensão e Fósforo. Pode-se
verificar que a remoção de Sólidos é positiva durante todo o período e que a remoção de fósforo varia muito,
apresentando mesmo períodos em que houve aumento na concentração de saída do conjunto. O gráfico demonstra
que o processo, nas taxas de aplicação utilizadas não pode ser utilizado com o objetivo de remover fósforo do
efluente.
Figura 4- Resultados de remoção verificada na célula com aguapés para os parâmetros sólidos em suspensão
e fósforo total.
CONCLUSÕES
A não retirada das plantas durante o experimento resultou em dois períodos distintos de desempenho na remoção deSólidos em suspensão, vinculados à condição de desenvolvimento das plantas. Nos três primeiros meses (setembro, outubro e novembro de 2001) as plantas apresentavam-se em fase de crescimento e, consequentemente, foram verificados desempenhos crescentes na remoção de sólidos. Por outro lado, em dezembro de 2001, iniciou-se um processo de morte das plantas e uma diminuição na remoção das mencionadas características. Nos meses de março,abril e maio de 2002, período em que houve a morte total das plantas, houve queda na eficiência de remoção de sólidos suspensos e mesmo acréscimos nas concentrações efluentes de nitrogênio e fósforo, ou seja, ocorreram contribuições de descarga da lagoa de plantas aquáticas para o efluente. Já em julho de 2002, quando as plantas voltaram a se desenvolver novamente, as remoções de NTK e PT voltaram a ser positivas, como também se verifica
SS efluente
0
50
100
150
200
250
300
350
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Análise
SS e fluente ( mg/l)
Efluente LAT
Efluente Polimento
Remoções obtidas - %
-40,00
-20,00
0,00
20,00
40,00
60,00
80,00
100,00
120,00
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Análises
% de remoção
Remoção de SS
Remoção de PT
7
uma tendência de melhora na remoção de sólidos em suspensão. Em termos de SS e DBO5, não foram observadas
mudanças tão acentuadas na eficiência de remoção em função do desenvolvimento das plantas. Se conclui que para
localidades em que não é necessária a remoção de nutrientes dos efluentes, a alternativa de se utilizar uma célula de
polimento com aguapés, sem que se retire rotineiramente as plantas da unidade, pode levar a uma significativa
melhoria do efluente da unidade. O manejo do processo, com mais unidades em paralelo, pode permitir que na
ocasião da morte das plantas em uma determinada célula, se mantenha a unidade fora de carga, até que a natural
recuperação das plantas volte a ocorrer, ocasião em que o processo volta a apresentar elevados níveis de eficiência.
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
CAESB (2000a). Sinopse do Sistema de Esgotamento Sanitário do Distrito Federal – SIESG DIGITAL. Companhia de
Saneamento do Distrito Federal – CAESB, dezembro/2000, Brasília, DF.
CONAMA (1986). Resolução CONAMA nº 20, de 18 de junho de 1986. Conselho Nacional do Meio Ambiente-CONAMA,
22p.
DINGES, R. (1978). “Upgrading stabilization pond effluent by water hyacinth culture.” Journal WPCF, maio, 833-845.
LUDUVICE, M., NEDER, K. D. E PINTO, M. T. (2000). “Utilização de lagoas rasas no pós-tratamento de efluentes de
reatores anaeróbios de fluxo ascendente (UASB).” In: Chernicharo, C. A. L. (coordenador) Pós-Tratamento de Efluentes de Reatores
Anaeróbios. Programa de Pesquisa em Saneamento Básico-PROSAB, Belo Horizonte, 43-56.
LUDUVICE, M. L., QUEIROZ, T. R., NEDER, K. D. E SOUZA, M. A. A. (2001). “Sólidos suspensos como indicador da
densidade de algas em lagoas de estabilização.” XXI Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, João Pessoa, Paraíba,
Brasil.
MCDONALD, R. C. E WOLVERTON, B. C. (1980). “Comparative study of wastewater lagoon with and without water
hyacinth.” Economic Botany, 34(2), 101-110.
METCALF & EDDY, INC. (1991). Wastewater Engineering – Treatment, Disposal, Reuse. MacGraw – Hill International
Editions, 3ª Edição, New York, EUA, 1334p.
MIDDLEBROOKS, E. J. (1995). “Upgrading pond effluents: an overview.” Water Science & Technology, 31(12), 353-368.
MIDDLEBROOKS, E. J., PORCELLA, D. B., GEARHEART, R. A., MARSHALL, G. R., REYNOLDS, J. H. E
GRENNEY, W. J. (1974). “Techniques for algae removal from wastewater stabilization ponds.” Journal WPCF, 46(12), 2676-2695.
NEDER, K. D., CARNEIRO, G. A., QUEIROZ, T. R. E SOUZA, M. A. A. (2001). “Seleção de processos naturais de
tratamento, quando empregados para remoção de SS de efluentes de lagoas de estabilização, utilizando métodos multicritério.” XXI
Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, João Pessoa, Paraíba, Brasil.
NEDER, K. D., QUEIROZ, T.R., SOUZA, M. A. A. (2000). “Remoção de sólidos suspensos de efluentes de lagoas de
estabilização por meio de processos naturais.” XXVII Congresso Interamericano de Engenharia Sanitária e Ambiental, Porto
Alegre - RS, de 03 a 08 de dezembro de 2000.
NEDER, K. D. E HARADA, A. L. (1997). “Projeto da estação de tratamento de esgotos do Paranoá-UASB compartimentado
seguido de lagoa de alta taxa e escoamento no solo.” Anais (meio magnético CD-ROM) do XIX Congresso Brasileiro de Engenharia
Sanitária e Ambiental, Foz do Iguaçu, RS, Brasil.
OLIVEIRA, F. F. E GONÇALVES, R. F. (1999). “Principais tecnologias empregadas no polimento do efluente de lagoas de
estabilização.” Anais (meio magnético CD-ROM) do XX Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Rio de Janeiro, RJ,
Brasil.
ORTH, H. M. E SAPKOTA, D. P. (1988). “Upgrading a facultative pond by implanting water hyacinth.” Water Research,
22(12), 1503-1511.
QUEIROZ, T. R. (2001). Remoção de Sólidos Suspensos de Efluentes de Lagoas de Estabilização por meio de
Processos Naturais. Dissertação de Mestrado, Publicação MTARH. DM – 033A/2001, Departamento de Engenharia Civil e
Ambiental, Universidade de Brasília, DF, 229p, abril de 2001.
ROMITELLI, M. S. E BRANCO, S. M. (1983). “Remoção de fósforo em efluentes secundários com emprego de macrófitas
aquáticas do gênero Eichhornia.” Revista DAE, 133, 66-88.
STANDARD METHODS FOR THE EXAMINATION OF WATER AND WASTEWATER (1995). American Public
Health Association, American Water Works Association & Water Polluition Control Federation, Washington, D. C., 19ª ed., 1268p.
WOLVERTON, B. C. E MCDONALD, R. C. (1979). “Upgrading facultative wastewater lagoons with vascular aquatic
plants.” Journal WPCF, 51(2), 305-313.
WPCF (1990). Manual of Practice FD-16. Natural Systems for Wastewater Treatment. Water Pollution Control Federation,
Alexandria, VA, U. S. A ., 270p.
81
GESTÃO E CONTROLE AMBIENTAL
REDUÇÃO DA DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXIGÊNIO DE
ÁGUAS RESIDUÁRIAS DA SUINOCULTURA COM O
EMPREGO DA MACRÓFITA AQUÁTICA
Rubens Alves de Oliveira1, Wilson Denículi2, Cláudio Ritti Itaborahy3 & Paulo Roberto Cecon4
RESUMO
O objetivo desta pesquisa foi analisar o desempenho de sistemas com aguapé (Eichhornia crassipes
(Mart.) Solms), operando-se em condições estática e dinâmica, no tratamento de águas residuárias
diluídas da suinocultura. Nos ensaios foram utilizadas soluções com concentrações de DBO entre 100
a 400 mg L-1, com monitoramento da concentração inicial, da concentração mínima e do seu dia de
ocorrência, e da eficiência máxima de remoção, para avaliar o desempenho dos sistemas estático e
dinâmico quanto à melhoria de qualidade das soluções submetidas a tratamento. Com base nas
condições em que foram realizados os ensaios, concluiu-se que a utilização de aguapés resultou na
redução significativa de DBO de soluções obtidas da diluição de águas residuárias da suinocultura,
obtendo-se eficiências máximas de remoção nas faixas de 69 a 79% (estático) e de 83 a 91% (dinâmico).
Os parâmetros de desempenho desses dois sistemas foram, de modo geral, melhores para águas
residuárias com maiores níveis iniciais de DBO.
Palavras-chave: água residuária, depuração, aguapé, DBO
BIOCHEMICAL OXYGEN DEMAND REDUCTION OF PIG WASTEWATER
USING THE AQUATIC MONOPHYL
ABSTRACT
The objective of this research was to analyze the performance of pond lily (Eichhornia crassipes
(Mart.) Solms), in pig wastewater treatment, operating in static and dynamic conditions. In the study,
solutions were used with concentrations in the range of 100 to 400 mg L-1 of BOD. The parameters
used to evaluate the pig wastewater treatment were: initial concentration, minimum concentration, day
of occurrence of the minimum concentration, maximum removal and maximum efficiency of removal.
For the experimental conditions, it was observed that the use of pond lily resulted in the significant
BOD reduction from the pig wastewater solutions. The maximum removal efficiencies for the static and
dynamic systems were in the ranges of 69 to 79% and 83 to 91%, respectively. The performance
parameters of these two systems were, in general, better for wastewater with higher initial BOD
concentrations.
Key words: wastewater, purification, pond lily, BOD
Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v.4, n.1, p.81-86, 2000
Campina Grande, PB, DEAg/UFPB
Recebido em 13/07/1999, Protocolo 079/99
1 Professor Adjunto, DS, DEA/UFV, Av. P.H. Rofs, s/n, CEP 36571 - 000, Viçosa, MG. Fone: (0xx31) 899 2729,
Fax: (0xx31) 899 2735. E-mail: ralves@mail.ufv.br
2 Prof. Titular, DS, DEA/UFV. Fone: (0xx31) 899 1886. E-mail: deniculi@mail.ufv.br
3 Pesquisador, DS, DEA/UFV, Viçosa, MG. Fone: (0xx31) 899 1859
4 Prof. Adjunto, DS, Departamento de Informática, Viçosa, MG, Fone: (0xx31) 899 1781. E-mail: cecon@mail.ufv.br
82 R.A. de OLIVEIRA et al.
R. Bras. Eng. Agríc. Ambiental, Campina Grande, v.4, n.1, p.81-86, 2000
INTRODUÇÃO
Trabalhos recentes têm mostrado que águas residuárias
provenientes de atividades agropecuárias constituem fator de
relevante importância na poluição das águas, do ar e do solo.
Os dejetos animais, independentemente de suas características
e dos benefícios que podem trazer, estão sendo considerados
substâncias indesejáveis e de difícil manejo.
Águas residuárias domésticas de concentração forte
possuem demanda bioquímica de oxigênio (DBO5) próximo a
300 mg L-1, enquanto dejetos de suínos manejados em fossa
de retenção, em unidades de crescimento e de terminação,
chegam a apresentar DBO5 de 50.000 mg L-1 (Oliveira, 1993).
A DBO5, doravante denominada DBO, tem sido um dos
parâmetros aplicados no dimensionamento de unidades de
tratamento de dejetos da suinocultura e na legislação ambiental
para lançamento de efluentes em corpos d’água, ainda que o
tempo necessário à execução deste bioensaio inviabilize a sua
utilização no controle de processos de tratamento.
A grande maioria dos sistemas de tratamento de águas
residuárias é composta por unidades de tratamento seqüencialmente
dispostas, nos quais ocorrem operação de separação e processos
de transformação dos constituintes presentes. Desta maneira, a
utilização de aguapés (Eichhornia crassipes (Mart.) Solms), pode
mostrar-se vantajosa em uma ou mais etapas do tratamento de
águas residuárias da suinocultura ou, então, na depuração de
efluentes de sistemas de tratamento que já se encontrem em
operação.
O aguapé pode ser um confiável bio-indicador de poluição
hídrica, por apresentar alterações significativas em sua
composição química e em sua fisiologia, quando se desenvolve
em ambientes poluídos; por exemplo, plantas cuja parte aérea é
baixa, de coloração amarelada e com sistema radicular longo (de
70 a 80 cm) são indicativos de um ambiente com baixa ou nenhuma
poluição; plantas com parte aérea alta (50 a 70 cm) esverdeada,
com sistema radicular curto e pouco volumoso, indicam presença
de elevada poluição orgânica ambiental (Mafei, 1988). Segundo
Fett (1991) plantas com desenvolvimento reduzido e folhas com
sinais de clorose e de apodrecimento podem indicar níveis
excessivos de poluentes inorgânicos no meio líquido.
Pescod (1992) informa que uma das alternativas ecológicas
mais usadas em vários países do mundo emprega o aguapé
como agente fitodepurador. Para Manfrinato (1989) isto se deve
às características desejáveis apresentadas por esta planta,
podendo-se citar: 1) grande velocidade de desenvolvimento,
em águas poluídas; 2) alta capacidade de absorver metais
pesados; 3) grande eficiência na redução da DBO de águas
poluídas, e 4) alta demanda por nutrientes, como o nitrogênio
e o fósforo.
Nas lagoas de aguapés, as plantas aquáticas vasculares
funcionam como substrato vivo para atividade microbiológica,
que promove a redução da matéria orgânica, N e P, além de
metais pesados (Pescod, 1992).
O presente estudo teve por objetivo avaliar o uso de
aguapés na redução da DBO de águas residuárias provenientes
da suinocultura, por meio de sistemas estático e dinâmico.
MATERIAL E MÉTODOS
Os ensaios foram realizados na Área Experimental de
Hidráulica, Irrigação e Drenagem, do Departamento de
Engenharia Agrícola da Universidade Federal de Viçosa, onde
foi construído um galpão em madeira (3,0 x 8,5 x 32,0 m) coberto
com filme plástico transparente, com as laterais protegidas por
cortinas retráteis confeccionadas com o mesmo material. A Figura
1 mostra uma vista das instalações no interior do galpão (A) e o
dispositivo usado para distribuição de água residuária no sistema
dinâmico (B).
(A) (B)
Figura 1. Vista da área experimental (A) mostrando os tanques
de alvenaria e as caixas superiores, ao fundo, e (B) o dispositivo
de distribuição de água residuária dentro do tanque, no sistema
dinâmico
Para a realização dos testes do sistema dinâmico, foram
construídos quinze tanques em alvenaria (0,25 x 0,75 x 3,0 m)
com declividade do fundo de 0,5% e bordas em nível, cobertos
com lona de polietileno.
Para possibilitar a recirculação da fase líquida, foi conectado,
a cada tanque, um sistema composto de duas caixas (500 L)
impermeabilizadas, instaladas a diferentes alturas, e de uma
motobomba submersa móvel, modelo SCAVENGER 3W, ABS.
A caixa instalada a maior altura (fundo 1,0m acima da borda do
tanque) destinava-se à liberação da água residuária durante um
ensaio dinâmico; após o ensaio, a água era escoada para a caixa
de menor altura (fundo 1,0 m abaixo da borda do tanque) e, depois,
bombeada de volta para a caixa de maior altura, aguardando a
realização do ensaio seguinte.
Visto que não se obteve informação sobre as concentrações
da água residuária de suinocultura para a realização dos ensaios,
decidiu-se realizar um ensaio preliminar para monitorar alguns
aspectos físicos das plantas, tais como crescimento,
amarelecimento de folhas etc. Tais resultados permitiram a
escolha de concentrações adequadas para o ensaio principal,
de forma a garantir a sobrevivência das plantas de aguapé até o
final dos ensaios.
Os aguapés utilizados neste trabalho foram plantas jovens,
com sistema radicular abundante, apresentando folhas com
aparência uniforme e de cor entre o verde e o amarelo. A coleta e
o transporte das plantas foram efetuados 20 dias antes do início
dos ensaios, período de tempo destinado à adaptação biológica
das plantas ao seu novo ambiente (Kawai & Grieco, 1983). Logo
após a coleta e o transporte, as plantas foram distribuídas em um
dos tanques, cobrindo 70% da superfície líquida e, a seguir,
retiradas do tanque, deixadas sobre uma tela metálica para drenar
o excesso de água, submetidas a pesagem e reconduzidas à água.
Tal avaliação indicou uma distribuição de plantas de 5,9 kg m-2 de
superfície líquida. A cada cinco dias do período de adaptação
removiam-se os estolhos emitidos pelas plantas, para restabelecer
a proporção inicial de cobertura da superfície líquida.
REDUÇÃO DA DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXIGÊNIO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS 83
R. Bras. Eng. Agríc. Ambiental, Campina Grande, v.4, n.1, p.81-86, 2000
A água residuária era coletada de uma propriedade rural um
dia antes de sua utilização, do último de quatro tanques de
decantação ligados em série. Antes de seu lançamento no
primeiro tanque, a água residuária já havia perdido parte
considerável dos sólidos, pela passagem em peneira vibratória
e em sistema de prensagem. A utilização deste tipo de resíduo
deveu-se ao fato de o mesmo apresentar baixo teor de sólidos
grosseiros preservando, porém, teores consideráveis de
substâncias cuja remoção é desejável em sistemas de tratamento.
Os níveis de DBO das águas residuárias utilizadas nos
ensaios preliminar e principal, determinadas com base em
amostras coletadas pouco antes do início do ensaio, foram de
962 e 1.933 mg L-1, respectivamente.
O ensaio preliminar foi realizado durante dez dias,
convencionando-se como DIA 1, o primeiro dia e assim
sucessivamente, até se alcançar DIA 10. Durante este período,
fez-se avaliação visual das plantas, observando-se que, aos
cinco dias de ensaio, os aguapés apresentaram sintomas que
praticamente se mantiveram até o final do ensaio preliminar, no
qual tanto para o sistema estático quanto para o dinâmico,
optou-se por trabalhar com soluções obtidas da diluição das
águas residuárias, nas concentrações de 100, 325, 550, 775, e
1000 mL L-1. Os resultados da análise das amostras iniciais
dessas soluções estão apresentadas na Tabela 1A.
Tabela 1. Níveis de concentração inicial (CINI) de DBO nas
soluções submetidas a tratamento em sistemas dinâmico e
estático, para o ensaio preliminar (A) e principal (B)
* Correspondentes à seqüência de 100-325-550-775-1000 mL L-1, de concentrações das soluções
Como o sistema dinâmico foi considerado mais importante,
foram-lhe destinadas três repetições, enquanto para o sistema
estático, mais parecido com sistemas tradicionalmente
empregados no tratamento de águas residuárias, destinou-se
apenas uma repetição. O esquema de distribuição das soluções
nos tanques foi definido por sorteio.
Visto que o tanque tinha capacidade de armazenar 170 L, em
cada teste, escoaram-se, no sistema dinâmico, 230 L de solução
em um tempo médio de duas horas e quinze minutos; em seguida,
o escoamento era interrompido e o líquido acumulado era
bombeado para a caixa alta, repetindo-se o procedimento. A
recirculação da solução no sistema dinâmico era realizada cinco
vezes ao dia.
O ensaio principal teve duração de 43 dias (DIA 1 até DIA 43).
Após a análise dos resultados obtidos no ensaio preliminar e
das características do resíduo destinado às diluições, optou-se
por trabalhar no ensaio principal, com soluções correspondentes
às concentrações de 40, 80, 120, 160 e 200 mL L-1.
Assim como no ensaio preliminar, destinaram-se três
unidades do sistema dinâmico e uma do estático para cada uma
das concentrações em estudo, tendo sido o esquema de
distribuição definido por sorteio.
No ensaio principal, cada unidade experimental recebeu
500 L de água residuária e nas unidades do sistema dinâmico
cada tanque continuou recebendo 170 L de líquido, fazendo-se
regulagens para que os 330 L restantes escoassem em
aproximadamente três horas e quinze minutos. A recirculação
de solução no sistema dinâmico foi feita quatro vezes ao dia.
Os demais procedimentos até o início do ensaio principal
foram semelhantes aos do ensaio preliminar. As concentrações
iniciais de DBO das soluções utilizadas no ensaio principal
podem ser encontradas na Tabela 1B.
Os procedimentos de amostragem das soluções no ensaio
principal foram semelhantes aos empregados no ensaio
preliminar; entretanto, no ensaio principal a quantidade de
líquido em cada sistema foi restabelecida com água a cada três
dias; além disso, a cada seis dias eram retirados estolhos dos
aguapés, com o objetivo de se manter a porcentagem de
cobertura da superfície nos níveis desejados.
As quantidades de água acrescentadas aos sistemas eram
pesadas e, toda vez em que ocorria o acréscimo, uma amostra de
água era coletada.
Para se considerar o acréscimo de sólidos nos sistemas por
intermédio da água periodicamente a eles acrescentada,
estabeleceu-se um fator de correção para ser aplicado às
concentrações determinadas em laboratório, com o uso da Eq.
1, ou seja:
CC = C - (DIA-1) V Cágua / 1.500
em que:
CC - concentração corrigida de constituinte da solução,
mg L-1
C - concentração de constituinte da solução determinada
em laboratório, mg L-1
DIA - variável relativa ao tempo de teste
V - volume médio de água acrescentada a cada três dias,
para cada concentração inicial e para cada tipo de
sistema, L
Cágua - concentração média do constituinte na água, mg L-1
Para os procedimentos estatísticos, os tratamentos foram
dispostos em um esquema de parcelas subdivididas, tendo nas
parcelas as concentrações iniciais (40, 80, 120, 160 e 200 mL L-1)
e nas subparcelas os valores de DIA (1, 4, 7, ..., 40, 43) no
delineamento inteiramente casualizado.
Na análise correspondente a cada um dos constituintes da
solução foram utilizados como concentrações iniciais, os valores
apresentados na Tabela 1B; ressalta-se que a análise estatística
foi feita por meio da metodologia da superfície de resposta
(Alvarez, 1994) e os modelos selecionados com base na
significância dos coeficientes de regressão, utilizando-se o teste
“t” de Student, em nível de 5% de probabilidade, e nos
coeficientes de determinação.
Os parâmetros utilizados na análise do desempenho dos
sistemas dinâmico e estático, quanto à melhoria de qualidade
das soluções submetidas a tratamento, foram: 1) concentração
inicial (CINI); 2) concentração mínima; 3) DIA de ocorrência da
concentração mínima; 4) eficiência máxima de remoção.
Neste trabalho, a concentração mínima correspondeu ao
menor valor de DBO no intervalo experimental, apresentado pela
curva advinda do corte da superfície de resposta relativa a
determinada variável, em um CINI específico. Em cada caso, a
(1)
Variável Níveis de Concentração* (mg L-1)
Sistema Dinâmico Sistema Estático
A.
DBO 127 - 317 - 517 - 683 - 983 110 - 350 - 450 - 750 - 900
B.
DBO 110 - 150 - 220 - 300 - 400 100 - 160 - 200 - 300 - 400
8 4 R.A. de OLIVEIRA et al.
R. Bras. Eng. Agríc. Ambiental, Campina Grande, v.4, n.1, p.81-86, 2000
remoção máxima foi obtida da diferença entre a CINI e a
concentração mínima e a eficiência máxima de remoção foi a
razão entre a remoção máxima e a CINI, multiplicada por 100, para
ser expressa em termos percentuais.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Na Tabela 2 tem-se as concentrações de DBO no efluente,
ao final do ensaio preliminar. Quando se comparam os valores
desta tabela com os da Tabela 1A, observa-se que houve
redução considerável, qualificando-se o aguapé como um bom
removedor de DBO.
Tabela 2. Níveis de concentração de DBO nos efluentes de
sistemas dinâmico e estático para o ensaio preliminar
Concentração* (mg L-1)
Variável
Sistema Dinâmico Sistema Estático
DBO 47 - 200 - 233 - 400 - 533 50 - 200 - 250 - 350 - 400
* Correspondentes à seqüência de 100-325-550-775-1000 mL L-1, de concentrações das soluções
As equações ajustadas e os coeficientes de determinação
corrigidos (R2) da variável CC, em função das variáveis CINI e
DIA, para os sistemas dinâmico (SD) e estático (SE), foram os
seguintes:
DIA C 0165 , 0 DIA 1053 , 0 DIA 943 , 4 C 7203 , 0 020 , 48 Y ˆ
INI
2
(SD) INI 
(R2 = 0,94)
DIA C 0157 , 0 DIA 1081 , 0 DIA 488 , 4 C 7763 , 0 640 , 37 Y ˆ
INI
2
(SE) INI 
(R2 = 0,93)
As duas equações apresentaram coeficientes de regressão
significativos em nível de 5% de probabilidade, em teste “t” de
Student, sendo sua aplicação restrita ao período de tempo
considerado no experimento.
A Eq. 2 está relacionada à superfície de resposta em que a
DBO da solução tratada no sistema dinâmico é função de CINI e
DIA. Desta equação é obtida a concentração mínima de DBO
que, neste caso, corresponde a 18,82 mg L-1 e ocorre em CINI
110 mg L-1 e DIA 32,1; já a Eq. 3, diferencia-se da anterior por se
relacionar ao sistema estático, dela se obtendo que a
concentração mínima da DBO na solução tratada neste sistema
é de 30,40 mg L-1e que esta ocorre para CINI 100 mg L-1 e DIA
28,0. As concentrações mínimas de DBO, obtidas tanto no
sistema dinâmico como no estático, atendem à limitação imposta
pela Deliberação Normativa COPAM 010/86 (Minas Gerais, 1987)
quanto ao lançamento de efluentes em corpos d’água.
Na Figura 2A podem ser observadas estimativas de DBO da
solução tratada no sistema dinâmico, resultantes de cortes na
superfície de resposta relativa à Eq. 2 em CINI 120, 260 e
400 mg L-1; observa-se, também, aproximação das curvas com o
passar do tempo, de maneira que, ao final do ensaio, suas
concentrações variaram na faixa entre 31,5 e 34,5 mg L-1. A curva
correspondente à CINI 120 apresenta trecho final ligeiramente
crescente, resultante do ajuste imperfeito do modelo testado.
Das curvas representadas na Figura 2A obtém-se que as
concentrações mínimas de DBO e seus valores de DIA de
ocorrência, para as CINI em ordem crescente, são de 20,67 mg L-1 e
32,9; 32,98 mg L-1 e 43,0; e 34,49 mg L-1 e 43,0, respectivamente.
As três concentrações mínimas de DBO atendem às
exigências da COPAM/86 (Minas Gerais, 1987) para efluentes a
ser lançados em corpos de água; para as curvas de CINI 120, 260
(2)
(3)
e 400 mg L-1, o limite de 60 mg L-1 é atingido em DIA 13,5, 27,8 e
35,3, respectivamente.
0
50
100
150
200
250
300
350
1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43
PADRÃO
CINI 120
CINI 260
CINI 400
A. Sistema Dinâmico
DBO (mg L-1)
Dia
Padrão
COPAM 010/86
CINI120
CINI260
CINI400
0
50
100
150
200
250
300
350
1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43
PADRÃO
CINI 100
CINI 250
CINI 400
B. Sistema Estático
DBO (mg L-1)
Padrão
COPAM 010/86
CINI100
CINI250
CINI400
Figura 2. Estimativas da DBO da solução submetida a tratamento
no sistema dinâmico (A) e estático (B), em função de DIA,
para os respectivos valores de CINI e referencial do padrão de
lançamento de efluentes da COPAM para a DBO
A remoção máxima de DBO resultante do tratamento da
solução no sistema dinâmico e as eficiências associadas a essas
remoções corresponderam a 99,33 mg L-1 e 82,8%, 227,02 mg L-1
e 87,3%, e 365,51 mg L-1 e 91,4%, respectivamente, para a mesma
ordem anterior de CINI.
Cargas aplicadas de 266,64, 577,72, e 888,80 kg ha-1 de DBO,
são equivalentes às CINI de 120, 260 e 400 mg L-1, no caso do
sistema dinâmico; dentre essas cargas, foram removidos 220,71,
504,44, e 812,16 kg ha-1 de DBO, em taxas de 6,92, 12,01, e 19,34
kg ha-1 dia-1 de DBO, respectivamente; já as taxas de remoção de
DBO apresentadas pelo sistema dinâmico são relativamente
baixas, quando comparadas, por exemplo, à sugestão de Ribeiro
et al. (1986) para a taxa de carregamento de lagoas de aguapé;
todavia, as eficiências de remoção de DBO obtidas no sistema
dinâmico são superiores à considerada pelos mesmos autores,
como referência.
A Figura 2B apresenta as curvas de DBO na solução
submetida a tratamento no sistema estático, obtidas por
intermédio de cortes na superfície de resposta relativa à Eq. 3,
REDUÇÃO DA DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXIGÊNIO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS 85
R. Bras. Eng. Agríc. Ambiental, Campina Grande, v.4, n.1, p.81-86, 2000
em CINI 100, 250 e 400 mg L-1. A curva relativa a CINI 100 apresenta
trecho final crescente, resultante do ajuste imperfeito do modelo
testado.
As concentrações finais e as mínimas, relativas às curvas de
CINI 100, 250 e 400 mg L-1, correspondem a 54,68 e 30,40 mg L-1,
69,84 e 68,00 mg L-1, e 85,01 e 85,01 mg L-1, respectivamente;
constata-se, portanto, um crescimento da ordem de 79,9% na
curva de menor CINI e de 2,7% na de CINI intermediário, quando se
comparam as concentrações finais às mínimas; para a mesma ordem
de CINI, os valores de DIA de ocorrência das concentrações
mínimas são de 28,0, 38,9, e 43,0, respectivamente, e tanto a
concentração mínima como a final de DBO, correspondentes à
curva de CINI 100 mg L-1, estão abaixo do limite fixado pela COPAM
010/86 (Minas Gerais, 1987) para lançamento de efluentes em
corpos de água; nesta curva, o limite de 60 mg L-1 é atingido em
DIA 11,5.
Para as curvas de CINI 100, 250 e 400 mg L-1 apresentadas na
Figura 2B, as remoções máximas de DBO e as respectivas
eficiências de remoção, obtidas no tratamento da solução no
sistema estático, correspondem a 69,60 mg L-1 e 69,6%, 182,00
mg L-1 e 72,8%, e 314,99 mg L-1 e 78,7%, respectivamente, e as
CINI 100, 250 e 400 mg L-1 correspondem, no caso do sistema
estático, às cargas aplicadas de 500, 1.250 e 2.000 kg ha-1 de
DBO, respectivamente. Dos totais foram removidos, no máximo,
348,00, 910,00 e 1.574,95 kg ha-1 de DBO, em taxas de 12,89,
24,01 e 37,50 kg ha-1 dia-1 de DBO, respectivamente.
Os valores de eficiência de remoção de DBO do sistema
estático não foram muito diferentes dos obtidos em lagoas
facultativas implantadas nos Estados de São Paulo e Paraná,
onde os esgotos domésticos são tratados, em média, com valores
de DBO inicial entre 73,5 e 382 mg L-1, com tempo de 16,9 dias e
eficiência de remoção de 72,1% (Kawai & Grieco, 1983).
Na Figura 3 estão representadas curvas de corte das
superfícies de resposta correspondentes às Eqs. 2 e 3, para
cortes efetuados em CINI 120 e CINI 400 mg L-1. Observa-se que
as curvas correspondentes à CINI 120 apresentam trechos finais
crescentes, resultantes do ajuste imperfeito dos modelos
testados.
Analisando-se a Figura 3 é possível verificar que as curvas
correspondentes ao menor valor de CINI seguem praticamente
juntas até DIA 10, momento a partir do qual as concentrações
relativas ao sistema dinâmico tornam-se inferiores às do estático.
Para maior CINI, a curva do sistema dinâmico mantém-se sempre
abaixo da correspondente ao estático, mostrando que o primeiro
promove maior melhoria da qualidade da solução, com relação à
DBO.
Na Tabela 3 podem ser encontrados parâmetros de
desempenho dos sistemas dinâmico e estático nas situações
apresentadas na Figura 3. Analisando-se esta tabela, constata-se
que a concentração mínima de DBO na solução tratada no sistema
dinâmico é 32,5% inferior à do sistema estático, para o menor
valor de CINI, e 53,0% inferior para o maior valor de CINI; todavia,
o sistema estático apresenta carga removida máxima 94,7% maior
que a do sistema dinâmico quando CINI é 110 mg L-1 e 95,5% para
CINI 400 mg L-1. No que se refere às taxas de remoção, esses
percentuais situam-se em 115,4 e 95,5%, respectivamente. Na
mesma tabela, observa-se que o sistema dinâmico apresenta maior
eficiência de remoção de DBO que o sistema estático, para um
mesmo valor de CINI.
Figura 3. Estimativas da DBO das soluções submetidas a
tratamento nos sistemas dinâmico (SD) e estático (SE) em
função de DIA, para os respectivos valores de CINI
0
50
100
150
200
250
300
350
400
1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43
CINI 120 SD
CINI 120 SE
CINI 400 SD
CINI 400 SE
Dia
DBO (mg L-1)
CINI120 SD
CINI120 SE
CINI400 SD
CINI400 SE
Tabela 3. Parâmetros de desempenho de sistemas dinâmico (SD)
e estático (SE) quanto à remoção de DBO de soluções com
duas diferentes concentrações iniciais
No sistema dinâmico, a maior eficiência de remoção de
DBO provavelmente não se deve somente à atuação de
microrganismos mas, também, à atuação dos aguapés, cujas
raízes teriam funcionado como filtro, e à movimentação da
massa líquida, que teria promovido aeração da solução e
maior contato das partículas orgânicas com as bactérias
decompositoras.
CONCLUSÕES
1. Plantas de aguapé não se desenvolveram em águas
residuárias brutas provenientes de granjas suinícolas.
2. O emprego de aguapés resultou na redução de DBO de
soluções obtidas da diluição de águas residuárias da
suinocultura, obtendo-se eficiências máximas de remoção nas
faixas de 69 a 79% para o sistema estático e de 83 a 91% para o
sistema dinâmico.
3. Os parâmetros de desempenho dos sistemas dinâmico e
estático foram, de modo geral, melhores para águas residuárias
da suinocultura com maiores níveis iniciais de DBO.
4. O uso de plantas de aguapé como agente fitodepurador
não mostrou ser uma alternativa prática para o tratamento de
águas residuárias da suinocultura.
DBO Inicial (mg L-1)
Parâmetro
120 SD 120 SE 400 SD 400 SE
Concentração mínima (mg L-1) 20,67 36,90 34,49 85,01
DIA de ocorrência da conc. mínima 32,90 29,50 43,00 43,00
Remoção máxima (mg L-1) 99,33 83,10 365,51 314,99
Eficiência máxima de remoção (%) 82,80 69,30 91,40 78,70
Carga aplicada (kg ha-1) 266,64 600,00 888,80 2.000,00
Carga removida máxima (kg ha-1) 220,71 415,50 812,16 1.574,95
Taxa máx. de remoção (kg ha-1 dia-1) 6,92 14,58 19,34 37,50
86 R.A. de OLIVEIRA et al.
R. Bras. Eng. Agríc. Ambiental, Campina Grande, v.4, n.1, p.81-86, 2000
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ALVAREZ V.V.H. Avaliação da fertilidade do solo (superfícies
de resposta – modelos aproximativos para expressar a relação
fator-resposta). Viçosa, MG: UFV, 1994. 75 p.
FETT, J.P. Absorção e acúmulo de cádmio por aguapés
(Eichhornia crassipes (Mart.) Solms).Viçosa, MG: UFV, 1991.
53p. Dissertação Mestrado
KAWAI, H.; GRIECO, V.M. Utilização do aguapé para
tratamentos de esgoto doméstico. Estabelecimento de
critérios de dimensionamento de lagoa de aguapé e
abordagem de alguns problemas operacionais. Revista DAE,
São Paulo, v.43, n.135, p.79-90, 1983.
MAFEI, M. Aguapé – o bombril das águas. Globo Rural, São
Paulo, v.34, p.40-51, 1988.
MANFRINATO, E.S. Avaliação do método edafo-fitodepuração
para tratamento preliminar de águas. Piracicaba: ESALQ, 1989.
98p. Dissertação Mestrado
MINAS GERAIS. Deliberação normativa COPAM n010/86. 10
jan. 1987. Estabelece normas e padrões para qualidade das
águas, lançamento de efluentes nas coleções de água e dá
outras providências. Minas Gerais, Belo Horizonte, p.13-15,
1987. Mimeografado
OLIVEIRA, P.A.V. (Coord.). Manual de manejo e utilização dos
dejetos de suínos. Florianópolis: EMBRAPA – CNPSA, 1993.
188 p. Documentos 27
PESCOD, M.B. Wastewater treatment and use in agriculture.
Rome, FAO, 1992. 125 p. FAO Irrigation and Drainage Paper 47
RIBEIRO M.D.; KAWAI, H.; TINEL, P.R.; ROSSETO, R.
Experimento-piloto da lagoa de aguapé para tratamento de
esgoto bruto. Revista DAE, São Paulo, v.46, n.144, p.82-86, 1986.


USO DO AGUAPÉ: UM SISTEMA INTEGRADO PARA O TRATAMENTO DE EFLUENTES E APROVEITAMENTO DA BIOMASSA


Notícias - Ilhéus
Escrito por Viver Sustentável   
Ter, 20 de Outubro de 2009 09:17
Fonte: Viver sustentável
É muito comum ouvir que aquele corpo d’água de coloração escura e cheirando mal, era um rio ou uma lagoa de águas claras onde se pescava e se tomava banho. Na tentativa de reverter esse quadro, Carmem Lúcia R Roquette oquette P Pinto into e um grupo de pesquisadores do INT (Instituto Nacional de Tecnologia) estudaram o emprego do aguapé na despoluição de rios e lagoas, e obtiveram um resultado bem interessante, aqui resumido.
Um dos principais trabalhos de Carmem Lúcia é o Projeto Integrado de Desenvolvimento Sustentado para Propriedades Rurais, que transformou uma pequena propriedade do Colégio Agrícola Nilo Peçanha (CANP), no município de Pinheiral, estado do Rio de Janeiro, em modelo de sustentabilidade e uso racional de recursos.
Nesta fazenda modelo o trabalho se iniciou pela suinocultura, que está localizada junto a um sistema de tratamento de efluentes onde caem os excrementos dos porcos. Neste sistema, os aguapés (Eichhornia crassipes) são responsáveis pela filtragem dos nutrientes. Estas plantas se reproduzem com exuberância, porém a preocupação
com sua rápida proliferação e grande resistência pode ser superada com o controle de sua área disponível através da instalação de cercas. Mantendo-se uma densidade de até 70 plantas por metro quadrado, evita-se que o aguapé se torne uma praga. O excesso é retirado e transportado para um galpão, onde é feita a secagem solar do aguapé.
Posteriormente, as plantas são processadas, resultando em produtos comercializáveis como adubo a ser usado na horta, no pomar e no minhocário, além de ração utilizada para a criação de bovinos, suínos e aves.
O Projeto ainda prevê o tratamento dos efluentes da pecuária, avicultura e residência, que serão captados juntos, em um sistema de tanques vegetados que realizam a filtragem das partículas em suspensão, reduzindo os parâmetros de poluição orgânica abaixo dos níveis exigidos pelos órgãos ambientais. Dessa forma a água retornará limpa ao mesmo corpo hídrico de origem, neste caso o Rio Paraíba do Sul.

O aguapé ( Eichhornia crassipes) é uma planta aquática flutuante, nativa da América do Sul, com ampla distribuição nas regiões tropicais e sub-tropicais. Prolifera-se abundantemente durante todo o ano e sua biomassa aumenta rapidamente a uma velocidade de 1 tonelada por hectare/dia. Extrai os nutrientes necessários para sua sobrevivência e despolui os corpos d’água, filtrando o material particulado através de suas raízes, além de absorver metais pesados como prata, chumbo, mercúrio, cádmio e outros. Também promove a oxigenação do corpo hídrico, que é feita tanto pela parte aérea quanto pela ação bioquímica das bactérias que compõem o complexo ecossistema das raízes.
Até a década de 1940, a planta era vista somente como uma praga. Suas propriedades começaram a ser descobertas por pesquisadores da NASA que pretendiam encontrar uma forma de liberar seus canais fluviais, então tomados de aguapé, para o transporte de equipamentos. A partir daí pôde-se observar que possui propriedades de grande interesse e, se bem manejada, torna-se uma importante aliada.
O uso do aguapé para tratar esgoto e corpos d’água poluídos tem as seguintes vantagens:
• Tem custo inferior ao sistema tradicional.
• Remove simultaneamente substâncias
tóxicas e metais pesados.
• Possibilita a assimilação de algumas
substâncias poluentes para reciclagem pela
própria indústria.
Uma maquete detalhada do projeto encontra-se em exposição permanente na Recicloteca.
Segundo a pesquisadora Carmem Lúcia, a planta também poderá ser usada na geração de energia: por queima direta em fornos para a secagem de grãos e para geração de biogás. Contudo, é preciso ressaltar que antes de processar o aguapé é necessário examinar as substâncias existentes na planta e na água onde ela se encontra. Isso porque, além de extrair os nutrientes das águas poluídas, o aguapé ainda absorve e concentra em seus tecidos rejeitos industriais, tais como metais pesados. Tal característica é de grande interesse, pois se mostra como uma alternativa eficiente para
tratamento de efluentes industriais.
Os métodos atualmente utilizados para a despoluição desses efluentes envolvem procedimentos dispendiosos e freqüentemente ineficazes, não alcançando os níveis mínimos de concentração de determinados materiais. Já o tratamento pelo aguapé é mais simples e apresenta vantagens econômicas. Além disso, torna possível a recuperação dos
materiais concentrados na planta para serem reaproveitados pela própria indústria.
Estudos realizados por Carmem Lúcia e sua equipe comprovaram a capacidade de recuperação da prata pelo tratamento do aguapé. Após o cultivo da planta em uma solução contendo 40 mg do material por litro de água, ela foi desidratada e levada às cinzas; em seguida a matéria orgânica foi calcinada, precipitando-se a prata sob forma metálica. O resultado foi a recuperação de 70% da prata com 98% de pureza.
Diante do quadro atual de poluição de corpos hídricos, escassez de água e demais problemas de saneamento, a pesquisa apresentada acima traz uma solução não só adequada, por suas características de custo (é uma alternativa 80% mais econômica que as técnicas convencionais), praticidade, eficiência e sustentabilidade, mas também necessária diante da missão de garantir a todos o acesso à água com sua total capacidade de uso.
EXPERIÊNCIAS BEM SUCEDIDAS
Apesar dos inúmeros benefícios proporcionados pelo tratamento dos corpos hídricos através do aguapé, esta tecnologia ainda é pouco utilizada no Brasil. Veja abaixo alguns exemplos de sucesso do sistema.
• No município de Alfenas, Minas Gerais, através da UNIFENAS: na
despoluição de efluentes domésticos em áreas carentes.
• No bairro de Guadalupe, zona norte do município do Rio de Janeiro: no
tratamento de uma vala negra com aproveitamento da planta para adubo
da horta e criação de peixes.
• No município de Niterói, Rio de Janeiro, através da Secretaria
de Meio Ambiente: na despoluição do córrego Jacaré, que
deságua na Lagoa de Piratininga.
• No distrito de Lumiar - Nova Friburgo, Rio de Janeiro: no
projeto de despoluição de um lago de criação de carpas, com
aproveitamento do aguapé para alimentação de porcos.
• No município de Teresópolis, Rio de Janeiro: no mapeamento
dos poluentes do Rio Paquequér, em parceria com a UERJ.
CARMEM LÚCIA ROQUETE PINTO
A especialista em tecnologia Ambiental Carmem Lúcia Roquette Pinto é pioneira na utilização de plantas aquáticas para limpeza de águas poluídas e aproveitamento da biomassa dessas plantas para obtenção de produtos de valor comercial, o que a levou ao desenvolvimento de projetos integrados de sustentabilidade. Tais projetos têm como foco a geração de emprego e renda.
Na década de 80 a pesquisadora atuou como coordenadora do Núcleo de Tecnologia Ambiental (NUTA) do Instituto Nacional de Tecnologia, órgão do Ministério da Ciência e Tecnologia.
Atualmente Carmem Lúcia trabalha como consultora em projetos na área sócio-ambiental.
Contatos:

Carmen Lúcia Roquete Pinto – clmilu@terra.com.br
Lila Risso Guimarães – lila-eco@br.inter.net

Fontes:
COELHO, T. Aguapé, a planta aquática que despolui. Revista Ecologia e Desenvolvimento. Suplemento, Nº 38, Abril, 1994.
ROQUETE PINTO, C. L. & PAOLIELLO, J. R. New technology for wastewater treatment
with biotechnological process utilizing aquatic plants. Anais da 5th International
Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control – Institute for Water Provision, Water Ecology and Waste Management. Universitaet für Bodenkultur – Wien –Viena. Austria. 1996.
ROQUETE PINTO, C. L. e PEREIRA, R. G. Desenvolvimento sustentável para propriedade rural com tecnologia de utilização de plantas aquáticas. Anais do VI Congresso Brasileiro de Defesa do Meio Ambiente. Clube de Engenharia, Rio de Janeiro. 2000.
ROQUETE PINTO, C. L. e LIMA, R. M. Utilização de jacinto d´água para obtenção de proteína de ração animal. Wetland. 1998.
ROQUETE PINTO, C. L., CAÇONIA. A e SOUZA, M. M. Utilization of water hyacinth for removal and recovery of silver from indrustrial wastewater. Water Science Technology, 19 (10), 89-101. 1987.
ROQUETE PINTO, C. L., RUTMAN,R., RISSO,L. Levantamento ambiental e utilização da planta aquática aguapé para sistemas de tratamento de águas. Anais do Second InternationalSeminar on the Environmental Problems of Urban Center, São Paulo. 1993.
Fonte: INFORMATIVO RECICLOTECA Nº 27 -
OUTUBRO, NOVEMBRO E DEZEMBRO DE 2003

Nenhum comentário:

Postar um comentário