I-174 - UTILIZAÇÃO DA DUPLA FILTRAÇÃO COM FILTRO ASCENDENTE DE AREIA GROSSA PARA A REMOÇÃO DE SUBSTÂNCIAS HÚMICAS Giovana Kátie Wiecheteck(1) Professora Assistente da Universidade Estadual de Ponta Grossa, Doutoranda em Hidráulica e Saneamento na Escola de Engenharia de São Carlos (EESC - USP), Mestre em Hidráulica e Saneamento pela EESC - USP, Engenheira Civil pela Universidade Estadual de Ponta Grossa. Bianca Dieile da Silva Benini Mestre em Hidráulica e Saneamento pela EESC – USP, Química pela Universidade Estadual Paulista. Luiz Di Bernardo Professor Titular do Departamento de Hidráulica e Saneamento da EESC – USP. Endereço(1): Rua Major José Inácio, 2400, ap. 103 – Centro – São Carlos – SP – CEP: 13560-161 – Brasil – Tel: +55 (xx) 16 - 3376-4410 – e-mail: giovanaw@sc.usp.br. RESUMO A dupla filtração é a tecnologia de tratamento de água de abastecimento que emprega a filtração direta ascendente seguida da filtração rápida descendente. Estudos realizados na EESC – USP desde a década de 70 sobre a filtração direta ascendente comprovaram algumas vantagens desta tecnologia em relação ao tratamento em ciclo completo, destacando-se: redução na quantidade de coagulante utilizado; maior retenção de impurezas com a filtração no sentido do grão maior para o menor, e conseqüentemente, redução na perda de carga e maior duração da carreira de filtração. A filtração rápida descendente seguida da filtração direta ascendente vem acrescentar vantagens ao sistema de filtração direta, com a retenção de impurezas remanescentes no efluente do filtro ascendente. Com a crescente degradação da qualidade da água, têm-se observado muitas dificuldades na remoção de compostos de natureza orgânica presente em águas superficiais. Estes compostos são provenientes da decomposição da matéria orgânica natural (MON) e são formados principalmente por substâncias húmicas, que são a causa principal da presença de cor na água. Os objetivos deste trabalho foram: estudar a eficiência de remoção de substâncias húmicas de água com cor verdadeira de 90 a 110 uH utilizando-se a dupla filtração com filtro ascendente de areia grossa com descargas de fundo intermediárias, e filtro rápido descendente; e apresentar os resultados dos ensaios que apresentaram menor e

maior produção efetiva de água filtrada. Os ensaios experimentais foram realizados em uma instalação piloto montada nas dependências da ETA II de São Carlos – SP, utilizando-se água bruta do Ribeirão do Feijão com adição de extrato de substâncias húmicas até cor verdadeira de 90 a 110 uH. A produção efetiva de água filtrada foi maior para o ensaio 4 (93,3%), no qual utilizou-se taxas de filtração de 120 m3/m2dia no filtro ascendente de areia grossa (FAAG) e de 160 m3/m2dia no filtro rápido descendente (FRD). No ensaio 1, com taxas de 180 e 200 m3/m2dia no FAAG e FRD respectivamente, obteve-se a menor produção de água filtrada (88,1%). Nos dois ensaios, o efluente do filtro descendente apresentou cor aparente £ 1 uH e turbidez £ 1 uT. A remoção de substâncias húmicas foi eficiente em termos de absorvância 254 nm, não sendo muito significativa quanto ao carbono orgânico dissolvido. PALAVRAS-CHAVE: Dupla Filtração, Filtro Ascendente de Areia Grossa, Remoção de Substâncias Húmicas. INTRODUÇÃO A matéria orgânica natural (MON), princip al responsável pela cor da água, pode ser dividida em frações húmica e não-húmica, sendo que a fração húmica tem característica hidrofílica e compreende ácidos húmicos e fúlvicos. A fração não-húmica corresponde aos ácidos hidrofílicos, proteínas, aminoácidos e carboidratos. Em termos de propriedades químicas e implicações para o tratamento de água, a fração da MON designada como substância húmica é considerada mais importante. Novas tecnologias e processos de tratamento para a remoção de MON vêm sendo estudados, objetivando a redução ou eliminação de substâncias húmicas e proporcionando maior biodegradabilidade das frações orgânicas. De acordo com BOLTO et al. (1999), a eficiência dos processos de tratamento de água na remoção de MON varia com a natureza, tamanho molecular e polaridade da MON, e com as características da água bruta, tais como turbidez e dureza. Em alguns casos, o tratamento convencional com sulfato de alumínio é ineficiente. EIKEBROKK (1999) relata que a otimização do processo de coagulação seguida da filtração direta tem apresentado valores da ordem de 75 a 90% e 40 a 70% de remoção de cor e carbono orgânico, respectivamente. A filtração direta ascendente pode ser considerada como uma das principais tecnologias de tratamento de água, sendo utilizada com sucesso em diversos países. Segundo DI BERNARDO (1993), a filtração direta ascendente foi aplicada pela primeira vez no Brasil, nas cidades de Colatina (ES) e Ponta Grossa (PR). A estação de tratamento de água de Ponta Grossa apresentou custo de implantação correspondente à cerca de 40% do custo de uma estação de tratamento em ciclo completo. Somente em 1977 começaram a ser realizadas pesquisas sobre a filtração direta ascendente na EESC-USP, com o objetivo de estudar aspectos teóricos e práticos visando seu aprimoramento (DI BERNARDO, 1993). Com a necessidade de se melhorar a qualidade da água filtrada, surgiram estudos aplicando-se a filtração rápida descendente precedida da filtração direta ascendente,

originando a dupla filtração, apresentando também menor custo comparado ao do tratamento em ciclo completo. Segundo o autor, como o filtro descendente retém as impurezas presentes no efluente do filtro ascendente, a espessura da camada de areia neste pode ser menor, e a granulometria e a taxa de filtração podem ser maiores. Ressalta-se ainda que tais unidades devem ser projetadas de modo a possibilitar a realização de descargas de fundo intermediárias, podendo ser opcional a introdução de água na interface do meio filtrante. A camada suporte desempenha um papel de grande importância na filtração direta ascendente, sendo responsável pelo processo de floculação e pela remoção de grande parte dos sólidos presentes no afluente (MENDES (1985); PATERNIANI (1986); TEIXEIRA (1986); CRUZ VELEZ (1993); LARA PINTO (1994); ISAAC (1997); CASTILLA MIRANDA (1997); DI BERNARDO (1993)). PATERNIANI (1986) estudou a influência de descargas de fundo na eficiência da remoção de microrganismos e concluiu que, quanto maior for o NMP de coliformes totais por 100 ml no afluente, pior resulta a qualidade bacteriológica do efluente produzido, independente da realização das descargas de fundo. O autor recomenda que, quando houver descargas de fundo, o efluente deve ser descartado imediatamente após a realização das mesmas, por um período de pelo menos 30 minutos, devido à grande quantidade de microrganismos presentes. O emprego do filtro com escoamento descendente após a filtração direta ascendente pode ser a solução adequada quando a qualidade microbiológica da água bruta não for apropriada ou quando houver suspeita da presença de outros organismos como o vibrião da cólera, a cercária da esquistossomose, protozoários e outros organismos. A produção de efluente com turbidez ou cor verdadeira baixa, depende exclusivamente da eficiência da coagulação. Quanto maior a turbidez ou a cor verdadeira da água bruta, maior será a dosagem de coagulante e, portanto mais acentuada a taxa de crescimento de perda de carga, com menor duração da carreira de filtração. Segundo MENDES (1985 ), para otimizar o desempenho do processo de filtração direta ascendente é necessário reduzir em pelo menos 25% a dosagem ótima de sulfato de alumínio utilizada em estações de tratamento convencional. Com o objetivo de estudar a filtração direta ascendente em pedregulho como pré-tratamento à filtração rápida descendente, MEGDA (1999) concluiu que a eficiência global da instalação de dupla filtração foi relativamente alta quanto à remoção de turbidez, cor aparente, ferro e coliformes totais – em geral, a turbidez do efluente final foi sempre inferior a 1 uT, a cor aparente menor que 5 uH, o teor de ferro inferior a 0,1 mg/L e o NMP de coliformes totais menor que 5 ufc/100 ml. GUSMÃO (2001) avaliou dois sistemas de dupla filtração, um de filtração direta ascendente em areia seguida de filtração rápida descendente (sistema 01), e outro de filtração direta ascendente em pedregulho seguida de filtração rápida descendente (sistema 02), variando as taxas na filtração direta ascendente, de 200 a 360 m3/m2dia (em areia) e de

80 a 190 m3/m2dia (em pedregulho) e na filtração rápida descendente de 115 a 480 m3/m2dia. No sistema 02, o crescimento da perda de carga no meio granular foi menos intenso na unidade de filtração direta ascendente do que no filtro rápido descendente, ocorrendo o inverso no sistema 01, no qual, em alguns ensaios, o filtro rápido descendente mostrou-se desnecessário. Em alguns casos, a floculação predominou na unidade de filtração direta ascendente em pedregulho, prejudicando a qualidade do seu efluente. Para a determinação das dosagens de coagulante, GUSMÃO (2001) utilizou filtros de laboratório de areia, sendo mais apropriados do que os filtros de papel, uma vez que o meio filtrante apresentou maior sensibilidade à variação da dosagem do coagulante permitindo indicação mais precisa da melhor dosagem do coagulante. DE PAULA et al. (2001) estudaram, em instalação piloto de dupla filtração com filtro ascendente em areia grossa e filtro descendente em areia, combinações de taxas variando de 120 a 360 m3/m2dia no ascendente e de 200 a 400 m3/m2dia no descendente, com simulação de um pico de turbidez de curta duração da ordem de 380 uT para as taxas de 160 m3/m2dia no filtro ascendente e de 300 m3/m2dia no filtro descendente. A turbidez resultante nos efluentes dos filtros apresentou-se menor que 1,0 uT nas 19 horas de duração da carreira de filtração. Um sistema de dupla filtração, com filtro ascendente de pedregulho e filtro descendente de areia uniforme, foi operado em paralelo a este sistema, por KURODA (2002), com variações de taxas de filtração no filtro ascendente de 60 a 240 m3/m2dia e no filtro descendente de 100 a 240 m3/m2dia. Foi observado o desprendimento de flocos acima do topo do meio filtrante no filtro ascendente, independente da taxa de filtração utilizada; o método de descargas de fundo intermediárias com esvaziamento total do filtro apresentou melhor eficiência na recuperação da carga hidráulica, comparado ao método em que o esvaziamento se dava até o topo do meio filtrante. Para os dois sistemas, o efluente final apresentou valores dentro dos limites de potabilidade permissíveis pela Portaria 1469/2000. O objetivo principal deste trabalho foi comparar a eficiência de remoção de substâncias húmicas da água utilizando-se um sistema de dupla filtração com filtro ascendente de areia grossa e filtro rápido descendente de areia uniforme. Os objetivos específicos foram: estudar a remoção de substâncias húmicas de água com cor verdadeira de 90 a 110 uH; avaliar o desempenho do filtro ascendente de areia grossa utilizando taxa de filtração de 120 e 180 m3/m2dia, e no filtro descendente de 160 e 200 m3/m2dia, quanto à remoção de substâncias húmicas e à produção efetiva de água filtrada. MATERIAIS E MÉTODOS Os ensaios experimentais foram subdivididos em 3 etapas, descritas a seguir. 1) Extração de Substâncias Húmicas

As substâncias húmicas foram extraídas de solo turfoso coletado próximo ao Rio Mogi-Guaçu, no município de Luís Antônio (SP). A turfa foi seca à temperatura ambiente, triturada e peneirada. As extrações foram feitas com soluções de NaOH na concentração de 0,5 mol/L, por 4 horas com agitação mecânica e na proporção turfa/extrator 1:20 (m/v), como recomendado por ROSA et al. (2000). Após a extração, deixava-se a solução em repouso por 48 horas para que os sólidos sedimentassem. O sobrenadante era colocado em pacotes feitos com papel celofane e amarrados com elástico para submeter à diálise em água proveniente do poço da EESC-USP, com adição de ácido clorídrico até pH £ 2, a qual era substituída 3 vezes ao dia, durante 2 dias. Para a eliminação de cloretos, os pacotes com o extrato de substâncias húmicas eram transferidos para a diálise em água do poço da EESC-USP, até que o teste com solução de nitrato de prata apresentasse negativo. 2) Ensaios de Laboratório Em todas as fases correspondentes aos ensaios de laboratório, a temperatura da água foi mantida em 20 ± 1oC. Fase 1 - Variação da cor verdadeira em relação ao pH Como há variação na cor com mudanças de pH, foram feitas curvas de calibração a fim de minimizar os erros de leitura no espectrofotômetro UV (DR 4000 – HACH). Foi preparada uma "solução-mãe" de extrato de substância húmica com cor verdadeira equivalente a 500 mg/L Pt-Co. Com esta solução, foram diluídas amostras de 100 mL variando-se a cor verdadeira (10; 15; 20; 30; 40; 50; 75; 100 e 120 mg/L Pt-Co). As amostras foram ajustadas para valores de pH de 4,5; 5,0; 5,5; 6,0; 6,5 e 7,0; e foi feita a leitura para os valores de absorvância correspondentes ao comprimento de onda do pico de melhor absorção, fazendo-se a varredura de 400 a 700 nm. Foram traçadas as curvas que relacionam absorvância com cor verdadeira para cada valor de pH. Fase 2 – Escolha da granulometria da areia a ser utilizada nos FLAs e determinação de dosagem de coagulante e pH de coagulação Nesta fase foram realizados ensaios em jarteste e filtração em FLAs, com a água do Ribeirão do Feijão e adição de extrato de substâncias húmicas até cor verdadeira de 90 a 110 uH (água de estudo), variando-se as dosagens do coagulante (Al2(SO4)3 x 14,3 H2O) e os valores de pH de coagulação com adição de HCl (0,07 N), para a escolha da faixa granulométrica da areia a ser utilizada nos FLAs. Inicialmente foram fixados o tempo de mistura rápida (Tmr = 25 s) e o gradiente de velocidade (Gmr = 1000 s-1), para três tipos de areia: Tipo 1 (0,30 – 0,59 mm); Tipo 2 (0,42 – 0,84 mm) e Tipo 3 (0,59 – 1,41 mm). Fase 3 - Ensaios para escolha dos parâmetros de mistura rápida

Foram feitos ensaios em jarteste e filtros de laboratório de areia, variando-se o tempo de mistura rápida (15, 20, 25, 30, 35 e 40 s) e o gradiente de velocidade (500, 750, 1000 s-1). De posse dos valores de cor aparente remanescente foi possível selecionar o gradiente de velocidade para o qual foi desprezível a influência do tempo de agitação na mistura rápida. 3) Ensaios na Instalação Piloto A instalação piloto utilizada neste trabalho foi montada nas dependências da Estação de Tratamento de Água de São Carlos – São Paulo (ETA II) que trata água do Ribeirão do Feijão, constituindo-se de um sistema de dupla filtração com filtração direta ascendente em areia grossa e filtração rápida descendente em areia praticamente uniforme, conforme mostra o esquema da Figura 1. Basicamente, a instalação era constituída de: reservatório de armazenamento de água bruta, bomba submersível; caixa de nível constante; caixa de homogeneização com agitador para mistura da substância húmica e do acidificante; caixa de mistura rápida; tanques providos de bomba dosadora e agitador para dosagem e mistura do coagulante, do acidificante e do extrato de substâncias húmicas; tubulações individuais para alimentação do sistema de dupla filtração e lavagem dos filtros; medidores de vazão (rotâmetros); filtro de laboratório de areia (FLA) para ajuste da dosagem de coagulante e pH de coagulação; um sistema de dupla filtração com filtro ascendente de areia grossa (FAAG) e filtro rápido descendente (FRD) com camada única de areia; turbidímetros de escoamento contínuo e placa de aquisição de dados em microcomputador; quadros de piezômetros para medida de perda de carga ao longo do meio granular dos filtros ascendente e descendente; sistema de lavagem de filtros incluindo reservatório de armazenamento de água, bomba centrífuga e compressor de ar. Figura 1: Esquema geral da instalação piloto. A água bruta era bombeada do reservatório de armazenamento para a caixa de nível constante, em seguida, para a caixa de homogeneização com agitador (ver Figura 2), na qual eram adicionados o extrato de substâncias húmicas e a solução de acidificante (HCl – 0,07N), já que os ensaios de laboratório indicaram que a eficiência de remoção de cor se dava com pH de coagulação de aproximadamente 5,0. O extrato de substâncias húmicas era adicionado à água bruta até que a cor verdadeira atingisse 90 a 110 uH, originando a água de estudo. A água de estudo, já acidificada, era encaminhada para a caixa de mistura rápida onde recebia a solução de coagulante (Al2(SO4)3 x 14,3 H2O), a qual tinha as mesmas dimensões de um jarro utilizado nos ensaios de laboratório com equipamento de jarteste, conforme mostra a Figura 3. A água coagulada era afluente ao sistema de dupla filtração.

O FAAG possuía entrada de água na interface pedregulho-areia para a injeção de água por ocasião da execução de descargas de fundo intermediárias. O FRD tinha saída de água filtrada posicionada acima da cota do topo do meio filtrante, e era provido de placa perfurada no fundo, sobre a qual estava disposta uma tela metálica em que foi colocado o material filtrante. Havia um desvio do efluente do FAAG, quando fosse necessária a lavagem do FRD. Figura 2: Caixa de homogeneização do extrato de substâncias húmicas e adição de HCl (0,07 N). Figura 3: Caixa de mistura rápida. As características granulométricas e a composição do material filtrante dos filtros ascendente e descendente estão apresentadas na Tabela 1 conforme recomendação de DI BERNARDO (1993). Tabela 1: Composição do meio granular utilizado no FAAG e no FRD. Filtro Material Subcamada Tamanho dos grãos (mm) Espessura (cm) FAAG PEDREGULHO (camada suporte) fundo

25,4 – 19,0 10 primeira 12,7 – 19,0 10 segunda 6,4 – 12,7 10 terceira 3,2 – 6,4 15 quarta 6,4 – 12,7 7,5 superior 12,7 – 19,0 7,5 AREIA: tamanho dos grãos = 1,0 – 2,4 mm; tamanho efetivo = 1,4 mm; espessura da camada = 1,6 m FRD AREIA: tamanho dos grãos = 0,30 – 1,41 mm; tamanho efetivo = 0,43 mm; espessura da camada = 0,7 m Foram realizados 6 ensaios na instalação piloto variando-se as taxas de filtração nos filtros ascendente e descendente, conforme apresentado na Tabela 2. Tabela 2: Taxas de filtração utilizadas nos ensaios na instalação piloto.

Ensaio Taxas de filtração (m3/m2dia) FAAG FRDFAAG 1 180 200 2 180 240 3 180 280 4 120 160 5 120 200 6 120 240

Antes do início da carreira de filtração, preparavam-se as soluções de Al2(SO4)3 x 14,3 H2O, ácido clorídrico (0,07 N) e extrato de substâncias húmicas. Dosava-se primeiramente a solução de extrato de substâncias húmicas até que a cor verdadeira da água apresentasse valor entre 90 e 110 uH. Em seguida, iniciava -se a dosagem de acidificante e coagulante e realizava-se um ensaio no FLA para verificar se as condições de coagulação apresentavam eficiência de remoção de cor e turbidez. Uma vez constatada a condição desejável de coagulação, a água coagulada entrava pela parte inferior do FAAG e a água clarificada era coletada na parte superior e conduzida para o FRD. No início da carreira de filtração ajustavam-se as vazões dos filtros e as de saída dos turbidímetros de escoamento contínuo, coletavam-se amostras da água bruta, da água de estudo e dos efluentes dos filtros ascendente e descendente, e faziam-se as leituras nos piezômetros para obter a perda de carga inicial nos filtros. Funcionamento dos Filtros Ascendentes Os critérios para a execução das descargas de fundo intermediárias (DFIs) foram estabelecidos conforme duas situações distintas: com base nos resultados obtidos em DE PAULA et al. (2001) foram definidas 4 DFIs no FAAG adotando-se o seguinte procedimento: subtraía-se o valor da perda de carga inicial da perda de carga final (2,20 m); o valor obtido era dividido por 5 pelo fato de serem 4 DFIs; quando a cor aparente do efluente do FAAG atingia valor maior ou igual a 50 uH. A taxa de aplicação das DFIs no FAAG era de 1000 a 1200 m3/m2dia, durante 2 minutos com introdução de água na interface. O encerramento da carreira de filtração era definido quando: atingia a perda de carga limite no meio granular, de 2,20 m no FAAG ou 2,10 m no FRD ou; a turbidez do efluente do filtro descendente extrapolava 1 uT; atingia 72 horas de funcionamento. Limpeza e Lavagem dos Filtros

A lavagem do FRD era efetuada por meio de insuflação de ar durante 3 minutos, com taxa de aplicação de 15 L/s.m2, seguida de água para promover expansão de 30% na camada de areia (velocidade ascensional de 0,6 m/min) durante 7 minutos. No FAAG após a descarga de fundo final, introduzia-se água para lavagem com velocidade ascensio nal de 1,8 m/min, promovendo expansão no meio filtrante de 20 a 30 %, durante o período necessário para que a turbidez do efluente resultasse inferior a 5 uT. Parâmetros de Controle, Métodos e Equipamentos A coleta, a conservação e a determinação dos parâmetros físicos, químicos e biológicos foram feitas de acordo com a APHA (1998). Os principais parâmetros analisados, os pontos de amostragem e os métodos e equipamentos utilizados estão apresentados na Tabela 3. Tabela 3: Parâmetros de controle, amostra, método e equipamento. Parâmetro Amostra Método Equipamento Turbidez (uT) AB, efluentes do FAAG e FRD Nefelométrico Turbidímetro de escoamento contínuo (1720 C – HACH) Cor aparente (uH) AB, AE, efluentes do FAAG e FRD Espectrofotométrico (l = 455 nm) Espectrofotômetro DR 4000 (HACH) Cor verdadeira (uH) AB, AE

Espectrofotométrico (l = 455 nm) Espectrofotômetro DR 4000 (HACH) pH AC, AE, AB Potenciométrico Potenciômetro de bancada 230 A (Orion) Temperatura (oC) AE Leitura direta Termômetro de mercúrio Alcalinidade (mg/L CaCO3) AB, AE Titulação poteciométrica Bureta digital e potenciômetro de bancada Alumínio residual (mg/L) AB, AE, efluente FRD Absorção atômica Forno de grafite Absorvância 254 nm AB, AE, efluentes do FAAG e FRD Espectrofotométrico (l = 254 nm) Espectrofotômetro DR 4000 (HACH)

Carbono orgânico dissolvido (mg/L) AB, AE, efluentes do FAAG e FRD Analisador de gás infravermelho Total Organic Carbon Analyser 5000 A (Schimadzu) AB = água bruta; AE = água de estudo, AC = água coagulada. A cor aparente, cor verdadeira, pH e temperatura da água de estudo e dos efluentes dos filtros ascendente e descendente eram monitorados a cada 2 horas. A alcalinidade e a absorvância eram analisadas a cada 6 horas, e o alumínio e carbono orgânico dissolvido uma vez por dia. As medições de vazões dos filtros ascendente e descendente e dos turbidímetros de escoamento contínuo eram feitas por medidas volumétricas com auxílio de cronômetro e proveta, e as leituras piezométricas eram feitas a cada 1 hora. As leituras de cor aparente e cor verdadeira eram feitas no espectrofotômetro UV DR - 4000 utilizando-se a curva de calibração feita com a "solução-mãe" de extrato de substâncias húmicas, a cor verdadeira era obtida após filtração das amostras em membrana de 0,45 m m. Produção Efetiva de Água Filtrada Para todos os ensaios foi calculada a produção efetiva de água filtrada, considerando principalmente o fato de que a carreira foi, na maioria das vezes, interrompida em 72 horas de funcionamento, não chegando a atingir a perda de carga prevista (2,20 m no FAAG). O cálculo da produção efetiva foi feito a partir da equação (1), com auxílio das equações (2) a (7): PE = PT – VLFAAG – DFfinal – DFIs – (No de Lavagens FRD x TLFRD x DLFRD x NF)(1) em que: PE = produção efetiva de água filtrada (m3/m2); PT = produção total de água filtrada (m3/m2); VLFAAG = consumo de água utilizada para a lavagem do FAAG (m3/m2); DFfinal = consumo de água utilizada para a descarga de fundo final (m3/m2); DFIs = consumo de água utilizada para as descargas de fundo intermediárias (m3/m2); No de Lavagens FRD = número de lavagens do FRD (m3/m2); TLFRD = taxa de aplicação de água para lavagem do FRD (m3/m2min); DLFRD = duração da lavagem do FRD (min); NF = número de filtros descendentes (considerando o excesso de água produzida pelo FAAG). Sendo:

PT = TF x DF(2) em que: TF = taxa de filtração e DF = duração da carreira de filtração VLFAAG = NLFAAG x TLFAAG x DLFAAG x (D Hfinal FAAG/ D Hprevista FAAG)(3) em que: NLFAAG = número de lavagens executadas no FAAG; TLFAAG = taxa de aplicação de água para lavagem do FAAG; DLFAAG = duração da lavagem do FAAG; D Hfinal FAAG = perda de carga final no FAAG; D Hprevista FAAG = perda de carga prevista no FAAG. DFIs = No DFIsFAAG x TDF x DDF(4) em que: No DFIsFAAG = número de DFIs executadas no FAAG; TDF = taxa de descarga de fundo; DDF = duração da descarga de fundo DFfinal = TDF x DDF x (D Hfinal FAAG/ D Hprevista FAAG)(5) No de Lavagens FRD = NLFRD + (D Hfinal FRD/ D Hprevista FRD)(6) em que: NLFRD = número de lavagens executadas no FRD; D Hfinal FRD = perda de carga final no FRD; D Hprevista FRD = perda de carga prevista no FRD (2,10 m) Nf = (TFFAAG x AFAAG) / (TFFRD x AFRD)(7) em que: TFFAAG = taxa de filtração no FAAG; AFAAG = área do FAAG; TFFRD = taxa de filtração no FRD; AFRD = área do FRD. RESULTADOS E DISCUSSÃO Neste trabalho são apresentados somente os resultados obtidos para os ensaios na instalação piloto para as taxas de filtração de 180 m3/m2dia (FAAG) e 200 m3/m2dia (FRD) – Ensaio 1 e de 120 m3/m2dia (FAAG) e 160 m3/m2dia (FRD) – Ensaio 4, sendo estes ensaios que apresentaram o menor e o maior produção efetiva de água filtrada, respectivamente (ver Figura 4). Na Tabela 4 está apresentado um resumo das características da água afluente (água bruta e água de estudo) e efluente dos filtros ascendente e descendente, as condições de coagulação durante os ensaios, duração da carreira de filtração e produção efetiva de água filtrada. Nos dois ensaios (1 e 4) prevaleceu o critério de 72 horas para o encerramento da carreira de filtração. No Ensaio 1, o filtro descendente teve sua carreira encerrada com aproximadamente 52 horas de funcionamento por atingir a perda de carga limite, imediatamente após a sua lavagem, o filtro foi colocado em operação completando as 72 horas de duração, que coincidentemente atingia novamente a perda de carga limite (ver Figura 5).

Observa-se na Figura 4 que os melhores valores de produção efetiva foram obtidos quando utilizou-se taxa de filtração no FAAG de 120 m3/m2dia, com reduzido número de descargas de fundo intermediárias, comparado ao ensaio com taxa de filtração de 180 m3/m2dia (ver Figuras 5 e 8). Figura 4: Produção efetiva de água filtrada para cada ensaio realizado na instalação piloto. Tabela 4: Resumo dos resultados obtidos nos ensaios realizados na instalação piloto com combinações de taxas de filtração de 120 m3/m2dia e 160 m3/m2dia e de 180 e 200 m3/m2dia nos filtros ascendente e descendente. ENSAIO 1 ENSAIO 4 Taxas de filtração FAAG = 180 e FRD = 200 m3/m2dia FAAG = 120 e FRD = 160 m3/m2dia Condições de coagulação DSA @ 8 mg/L; pH de coagulação = 4,91 a 5,11; temperatura = 19,0 a 22,5o C DSA @ 8 mg/L; pH de coagulação = 4,67 a 5,06; temperatura = 22,5 a 26,0o C Duração da carreira (h) 72 72 Produção Efetiva (%) 88,1 93,3 Parâmetros

AB AE Efluente FAAG Efluente FRD AB AE Efluente FAAG Efluente FRD pH 6,23 a 6,56 6,28 a 7,25 - - 6,68 a 6,91 6,62 a 6,94 - - Alcalinidade (mg/L CaCO3) 7,04 a 10,80 7,04 a 11,44 - -

7,04 a 12,32 8,36 a 12,10 - - Cor aparente (uH) 88 a 127 178 a 210 £ 1 a 63 £ 1 a 4 119 a 146 201 a 247 £ 1 a 3 £ 1 Cor verdadeira (uH) 10 a 26 78 a 121 - - 18 a 28 85 a 116 - -

Turbidez (uT) 9,98 a 31,49 - £ 0,01 a 19,96 £ 0,01 a 0,72 11,63 a 22,76 - £ 0,01 a 0,71 £ 0,01 a 0,64 Absorvância 254 nm 0,051 a 0,077 0,174 a 0,203 0,001 a 0,031 0,003 a 0,030 0,063 a 0,078 0,177a 0,211 0,008 a 0,023 0,008 a 0,023 COD (mg/L) 2,316 a 3,077 4,088 a 4,628 2,018 a 3,425 2,093 a 3,095 1,957 a 2,442

2,575 a 3,855 1,830 a 2,384 1,838 a 2,384 Alumínio (mg/L) - - - - 0,222 0,432 - 0,173 FAAG = filtro ascendente de areia grossa; FRD = filtro descendente; DSA = dosagem de Al2(SO4)3 x 14,3 H2O; COD = carbono orgânico dissolvido; AB =água bruta; AE = água de estudo. A seguir estão apresentadas nas Figuras 5 a 10 com a evolução da perda de carga nas subcamadas do meio filtrante dos filtros ascendente e descendente, nas Figuras 11 e 12 está a variação da cor verdadeira da água de estudo e cor aparente do efluente dos filtros, nas Figuras 13 e 14 está a variação da turbidez da água bruta e efluentes dos filtros, e nas Figuras 15 e 16 estão os gráficos com a variação da absorvância (l = 254 nm) e nas Figuras 17 e 18 está a variação do carbono orgânico dissolvido (COD) durante as 72 horas de funcionamento dos filtros. No ensaio 4 prevaleceu o critério de perda de carga para a execução das DFIs, apresentando valores de cor aparente no FAAG sempre menores que 50 uH; no ensaio 1, a execução de DFIs quando a cor aparente no FAAG atingiu valor ³ 50 uH se deu a partir da 2a DFI. No Ensaio 4 observou-se que a perda de carga no FRD manteve -se praticamente constante, não ocorrendo lavagem do filtro durante as 72 horas de funcionamento (ver Figuras 8 e 10). A cor aparente no efluente do FRD se manteve menor que 1,0 uH nos dois ensaios, e o efluente do FAAG no Ensaio 4 apresentou valores de cor £ 1 uH e turbidez £ 1 uT, sendo desnecessário o FRD.

Figura 5: Evolução da perda de carga no ensaio 1 com taxas de filtração de 180 m3/m2dia no FAAG e 200 m3/m2dia no FRD. Condições de mistura rápida: Gmr= 750 s-1; Tmr= 20 s; pH de coagulação = 4,91 a 5,11. Água de estudo: cor aparente = 178 a 210 uH; cor verdadeira = 78 a 121 uH; temperatura = 19,0 a 22,5ºC; turbidez = 9,98 a 31,49 uT; alcalinidade = 7,04 a 11,44 mg/L CaCO3; pH = 6,28 a 7,25; COD = 4,088 a 4,628 mg/L; absorvância (254 nm) = 0,174 a 0,203. Na Figura 5 pode-se observar o efeito das DFIs na recuperação da carga hidráulica do FAAG, com o prolongamento da duração da carreira de filtração, a qual poderia ser estendida por mais de 72 horas, havendo até este momento um crédito de aproximadamente 46 cm de carga até que o filtro atingisse a perda de carga prevista (2,20 m). Nas Figuras 6 e 7 estão apresentados os gráficos com a evolução da perda de carga nas subcamadas do meio filtrante do FAAG e do FRD respectivamente. Observa-se um aumento gradativo na perda de carga na camada inferior do FAAG, em que a camada suporte desempenha um papel de grande importância na filtração direta ascendente, sendo responsável pelo processo de floculação e pela remoção de grande parte dos sólidos presentes no afluente, fato constatado por MENDES (1985); PATERNIANI (1986); TEIXEIRA (1986); CRUZ VELEZ (1993); LARA PINTO (1994); ISAAC (1997); CASTILLA MIRANDA (1997). No FRD a evolução da perda de carga é mais intensa na camada superior, comparada às camadas intermediária e inferior, as quais apresentam praticamente, a mesma evolução (ver Figura 7). Figura 6: Evolução da perda de carga em cada subcamada do FAAG (180 m3/m2dia) durante o ensaio 1. Figura 7: Evolução da perda de carga em cada subcamada do FRD (200 m3/m2dia) durante o ensaio 1. Figura 8: Evo lução da perda de carga no ensaio 4 com taxas de filtração de 120 m3/m2dia no FAAG e 160 m3/m2dia no FRD. Condições de mistura rápida: Gmr= 750 s-1; Tmr= 30 s; pH de coagulação = 4,67 a 5,06. Água de estudo: cor aparente = 201 a 247 uH; cor verdadeira = 85 a 116 uH; temperatura = 22,5 a 26,0ºC; turbidez = 11,63 a 22,76 uT;

alcalinidade = 8,36 a 12,10 mg/L CaCO3; pH = 6,62 a 6,94; COD = 2,572 a 3,855 mg/L; absorvância (254 nm) = 0,177 a 0,211. No ensaio 4 foram executadas 4 DFIs, não havendo a necessidade da lavagem do FRD durante todo o ensaio, o qual apresentou perda de carga praticamente constante, como pode ser observado na Figura 8. Figura 9:Evolução da perda de carga em cada subcamada do FAAG (120 m3/m2dia) durante o ensaio 4. Figura 10: Evolução da perda de carga em cada subcamada do FRD (160 m3/m2dia) durante o ensaio 4. Como pode ser observado na Figura 10, mesmo com a execução de DFIs no FAAG, a perda de carga no FRD não atingiu 0,60 m. A evolução da perda de carga resultou mais intensa no ensaio 1, em que se utilizou maior taxa de filtração e devido a retenção de partículas logo após as DFIs, sendo imprescindível o FRD que amorteceu os picos de turbidez do efluente do FAAG que atingiram 20 uT (ver Figura 13). Figura 11: Variação da cor aparente e verdadeira do afluente e efluente dos filtros no ensaio 1 com taxas de filtração de 180 m3/m2dia no FAAG e 200 m3/m2dia no FRD. Condições de mistura rápida: Gmr= 750 s-1; Tmr= 20 s; pH de coagulação = 4,91 a 5,11. Água de estudo: cor aparente = 178 a 210 uH; cor verdadeira = 78 a 121 uH; temperatura = 19,0 a 22,5ºC; turbidez = 9,98 a 31,49 uT; alcalinidade = 7,04 a 11,44 mg/L CaCO3; pH = 6,28 a 7,25; COD = 4,088 a 4,628 mg/L; absorvância (254 nm) = 0,174 a 0,203. Figura 12: Variação da cor aparente e verdadeira do afluente e efluente dos filtros no ensaio 4 com taxas de filtração de 120 m3/m2dia no FAAG e 160 m3/m2dia no FRD. Condições de mistura rápida: Gmr= 750 s-1; Tmr= 30 s; pH de coagulação = 4,67 a 5,06. Água de estudo: cor aparente = 201 a 247 uH; cor verdadeira = 85 a 116 uH; temperatura = 22,5 a 26,0ºC; turbidez = 11,63 a 22,76 uT; alcalinidade = 8,36 a 12,10 mg/L CaCO3; pH = 6,62 a 6,94; COD = 2,572 a 3,855 mg/L; absorvância (254 nm) = 0,177 a 0,211.

Figura 13: Variação da turbidez do afluente e efluente dos filtros no ensaio 1 com taxas de filtração de 180 m3/m2dia no FAAG e 200 m3/m2dia no FRD. Condições de mistura rápida: Gmr= 750 s-1; Tmr= 20 s; pH de coagulação = 4,91 a 5,11. Água de estudo: cor aparente = 178 a 210 uH; cor verdadeira = 78 a 121 uH; temperatura = 19,0 a 22,5ºC; turbidez = 9,98 a 31,49 uT; alcalinidade = 7,04 a 11,44 mg/L CaCO3; pH = 6,28 a 7,25; COD = 4,088 a 4,628 mg/L; absorvância (254 nm) = 0,174 a 0,203. Figura 14: Variação da turbidez do afluente e efluente dos filtros no ensaio 4 com taxas de filtração de 120 m3/m2dia no FAAG e 160 m3/m2dia no FRD. Condições de mistura rápida: Gmr= 750 s-1; Tmr= 30 s; pH de coagulação = 4,67 a 5,06. Água de estudo: cor aparente = 201 a 247 uH; cor verdadeira = 85 a 116 uH; temperatura = 22,5 a 26,0ºC; turbidez = 11,63 a 22,76 uT; alcalinidade = 8,36 a 12,10 mg/L CaCO3; pH = 6,62 a 6,94; COD = 2,572 a 3,855 mg/L; absorvância (254 nm) = 0,177 a 0,211. Com os resultados de cor aparente e turbidez obtidos no ensaio 4, pode-se afirmar que a filtração rápida descendente foi desnecessária, uma vez que a remoção de impurezas no FAAG foi suficiente para que a qualidade do seu efluente apresentasse os valores máximos permissíveis pela Portaria 1469/00. A mesma afirmação foi feita por GUSMÃO (2001) quando a turbidez da água bruta variou de 8 a 12 uT e foram aplicadas taxas de filtração de aproximadamente 350 m3/m2dia na unidade de filtração direta ascendente em areia. Figura 15: Variação da absorvância 254 nm durante o ensaio 1. Figura 16: Variação da absorvância 254 nm durante o ensaio 4. Figura 17: Variação do carbono orgânico dissolvido (COD) durante o ensaio 1. Figura 18: Variação do carbono orgânico dissolvido (COD) durante o ensaio 4. Nas Figuras 15 e 16 pode-se observar a redução nos valores de absorvância 254 nm nos efluentes do FAAG e do FRD, atingindo 96% de remoção de matéria orgânica no efluente do FRD, em algumas vezes o efluente do FAAG apresentou valores menores comparados aos do FRD.

A remoção de COD não foi tão acentuada quanto à remoção de matéria orgânica (absorvância 254 nm). No ensaio 1 a remoção foi maior com o tempo de funcionamento dos filtros, no ensaio 4 houve uma variação constante deste parâmetro com o tempo de funcionamento dos filtros, como mostram as Figuras 17 e 18. CONCLUSÕES Com base no trabalho realizado, concluiu-se que: a) Com a dosagem de Al2(SO4)3 x 14,3 H2O de aproximadamente 8 mg/L e pH de coagulação entre 4,7 e 5,1 obteve-se eficiência de remoção de substâncias húmicas, e m termos de cor aparente do efluente do filtro rápido descendente; b) A produção efetiva para o Ensaio 1 foi de 88,1%, sendo a menor observada em todos os ensaios, devido ao número de descargas de fundo intermediárias, as quais ocorreram com o critério da cor aparente ³ 50 uH no efluente do FAAG, com exceção da 1a DFI que foi executada obedecendo o critério da perda de carga; c) O Ensaio 4 apresentou melhor eficiência na produção de água filtrada (93,3%), em que prevaleceu o critério de perda de carga para a execução das DFIs e a perda de carga no FRD manteve-se praticamente constante, sendo este filtro desnecessário, já que o efluente do FAAG apresentou valores de cor aparente e turbidez menores que 1; d) A retenção de impurezas foi mais significativa na camada inferior do FAAG e na camada superior do FRD para os dois ensaios, observando-se que a evolução da perda de carga nas camadas inferior e intermediária do FRD foi praticamente igual para os dois ensaios; e) No Ensaio 1, picos de turbidez foram observados logo após as DFIs, sendo indispensável o FRD para a retenção das partículas remanescentes do FAAG, sendo necessária a lavagem do FRD quando este atingiu a perda de carga limite, após a execução de 5 DFIs; f) Nos dois ensaios houve remoção de matéria orgânica com base nos resultados obtidos de absorvância 254 nm, com valores da ordem de 96% no FRD; RECOMENDAÇÕES Com base nos resultados obtidos neste trabalho, recomenda-se: a) determinar as condições de mistura rápida em ensaios de jarteste antes de iniciar os ensaios em instalação piloto;

b) utilizar o filtro de laboratório de areia para controle da dosagem de coagulante e pH de coagulação; c) estudar a remoção de substâncias húmicas com pré-oxidação e dupla filtração, utilizando-se ozônio, peróxido de hidrogênio, dióxido de cloro e outros. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION (1998). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 19th edition, Washington, USA. BOLTO, B.; ABBT-BRAUN; G.; DIXON, D. ; ELDRIDGE, R.; FRIMMEL, F.; HESSE, S.; KING, S.; TOIFL, M. (1999). Experimental Evaluation of Cationic Polyelectrolytes for Removing Natural Organic Materr from Water. Water Science & Technology: Removal of Humic Substances from Water, vol 40, n. 9. International Association on Water Quality, p. 71-79. CASTILLA MIRANDA, S. J. (1997) Influência da Mistura dos Grãos de Areia no Desempenho da Filtração Direta Ascendente. São Carlos. 154 p. Dissertação (Mestrado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. CRUZ VELLEZ, C. H. (1993) Filtração Direta Ascendente com Alta Taxa. São Carlos. 220 p. Dissertação (Mestrado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. DE PAULA, D.; KURODA, E. K.; DI BERNARDO, L. (2001). Dupla Filtração para Tratamento de Água de Abastecimento Utilizando Pré-Filtro de Areia Grossa com Escoamento Ascendente. Sub-Projeto 2 do PROSAB 3 - Técnicas de baixo custo para potabilização de água: Filtração direta ascendente aplicada às pequenas comunidades. Relatório Final de Atividades, 23 p. DI BERNARDO, L. (1993). Métodos e Técnicas de Tratamento de Água. Rio de Janeiro, ABES. vol II, p. 216-280: Filtração direta ascendente. EIKEBROKK, B. (1999). Coagulation-Direct Filtration of Soft, Low Alkalinity Humic Waters. Water Science & Technology: Removal of Humic Substances from Water, vol 40, n. 9. International Association on Water Quality, p. 55-62. GUSMÃO, P. T. (2001) Utilização de Filtração Direta Ascendente como Pré-Tratamento à Filtração Rápida Descendente para Tratamento de Água para Abastecimento. São Carlos. 335 p.Tese (Doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.

ISAAC, R. L. (1997) Influência da Disposição dos Grãos de Areia na Eficiência da Filtração Direta Ascendente. São Carlos. 74 p. Tese (Doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. KURODA, E. K. (2002) Avaliação da Filtração Direta Ascendente em Pedregulho como Pré-Tratamento em Sistemas de Dupla Filtração. São Carlos, 217 p. Dissertação (Mestrado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. LARA PINTO, D. M. C. (1994) Influência das Descargas de Fundo Intermediárias na Filtração Direta Ascendente de Alta Taxa. São Carlos. 194 p. Dissertação (Mestrado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. MEGDA, C. R. (1999) Filtração Direta Ascendente em Pedregulho como Pré-Tratamento à Filtração Rápida Descendente. São Carlos. 167 p. Dissertação (Mestrado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. MENDES, C. G. N. (1985) Estudo das Influências das Dosagens de Produtos Químicos na Filtração Direta Ascendente. São Carlos. 117 p. Dissertação (Mestrado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. PATERNIANI, J. E. S. (1986) Estudo da Influência de Descargas de Fundo na Eficiência da Remoção de Microrganismos em Sistemas de Filtração Direta Ascendente. São Carlos, 139 p. Dissertação (Mestrado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. ROSA, A. H., ROCHA, J. C. & FURLAN, M. (2000) Substâncias Húmicas de Turfa: Estudo dos Parâmetros que Influenciam no Processo de Extração Alcalina. Química Nova, vol. 23, n. 4., p. 472-476.